MOF, Alm.del - 2019-20 - Endeligt svar på spørgsmål 526: Spm. om faktiske opdaterede tal på kvælstofudledning i forhold til den tidligere regerings Fødevare- og Landbrugspakke,, til miljøministeren

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

OPDATERING AF BASELINE 2021

Teknisk rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi

nr. 162

2020

AARHUS

UNIVERSITET

DCE – NATIONALT CENTER FOR MILJØ OG ENERGI

MOF, Alm.del - 2019-20 - Endeligt svar på spørgsmål 526: Spm. om faktiske opdaterede tal på kvælstofudledning i forhold til den tidligere regerings Fødevare- og Landbrugspakke,, til miljøministeren

[Tom side]

OPDATERING AF BASELINE 2021

Teknisk rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi

nr. 162

2020

Gitte Blicher-Mathiesen

(redaktør)

Jørgen E. Olesen

(redaktør)

Signe Jung-Madsen

(redaktør)

Aarhus Universitet, Institut for Bioscience

Aarhus Universitet, Institut for Agroøkologi

Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi

AARHUS

UNIVERSITET

DCE – NATIONALT CENTER FOR MILJØ OG ENERGI

Datablad

Serietitel og nummer:

Titel:

Redaktører:

Forfattere:

Teknisk rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 162

Opdatering af baseline 2021

Gitte Blicher-Mathiesen

, Jørgen E. Olesen

& Signe Jung Madsen

Gitte Blicher-Mathiesen

, Jesper H. Christensen

, Christen Duus-Børgesen

, Thomas

Ellermann

, Carl Christian Hoffmann

Tina Houlborg

, Johannes L. Jensen

, Uffe

Jørgensen

Troels Kristensen

, Jørgen E. Olesen

, Birger Faurholt Pedersen

, Ingrid

Kaag Thomsen

, Finn P. Vinther

& Peter Sørensen

Aarhus Universitet,

Institut for Bioscience,

Institut for Agroøkologi,

DCE – Nationalt

Center for Miljø og Energi, &

Institut for Miljøvidenskab

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

http://dce.au.dk

Februar 2020

Januar 2020

Hans Estrup Andersen og Jørgen Eriksen

Kirsten Bang

Charlotte Kler

Miljøstyrelsen. Kommentarerne findes her:

http://dce2.au.dk/pub/komm/TR162_komm.pdf

Miljøstyrelsen

Blicher-Mathiesen, G., Olesen, J.E. & Jung-Madsen, S. (red). 2020. Opdatering af

baseline 2021. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 140 s. -

Teknisk rapport nr. 162

http://dce2.au.dk/pub/TR162.pdf

Gengivelse tilladt med tydelig kildeangivelse

Sammenfatning:

Dette er en opdatering/midtvejsevaluering af den revurdering af baseline, der blev

foretaget i 2015 og udgivet i 2016 i forbindelse med vedtagelse af Fødevare- og

landbrugspakken og lempelse af kvælstofnormen. I denne rapport evalueres de

forudsætninger og antagelser, der blev gjort ved ”Revurderingen af baseline” fra

2016, og baseret herpå er der foretaget en opdatering af baselineeffekten samlet set

for den seksårige periode 2013-2017/2018, og hvad effekten for 2013 -2021

forventes at være. Den genberegnede baselineberegning viser, at der kan forventes

en ændring i kvælstofudvaskning, der spænder mellem en merudvaskning på 5.310

og en reduktion i udvaskningen på 2.930 ton N/år.

Baseline, kvælstof, kvælstofudvaskning, udvikling i landbrug, virkemidler,

tidsforsinkelse

Grafisk Værksted, AU Silkeborg

Kathe Møgelvang

978-87-7156-471-6

2244-999X

140

Rapporten er tilgængelig i elektronisk format (pdf) som

http://dce2.au.dk/pub/TR162.pdf

Institutioner:

Udgiver:

URL:

Udgivelsesår:

Redaktion afsluttet:

Faglig kommentering:

Kvalitetssikring, DCE:

Sproglig kvalitetssikring:

Ekstern kommentering:

Finansiel støtte:

Bedes citeret:

Emneord:

Layout:

Foto forside:

ISBN:

ISSN (elektronisk):

Sideantal:

Internetversion:

Indhold

Forord

Sammenfatning

Summary

Indledning

Baggrund, forudsætninger og forbehold for analysen

2.1

2.2

2.3

2.4

2.5

2.6

Udviklingen i landbrugets forbrug og norm for

kvælstofgødning 2011-2018

Udvikling i husdyrholdet 2012-2018 og afledte effekter

på udvaskningen

Udvikling i markbalancer og tabsposter

Sædskifte og udvaskning

Tidshorisont og tidsforsinkelse for hvornår ændringer kan

måles i vandløb

Forbehold og usikkerheder i forbindelse med opgørelse

af kvælstofudvaskning og ændringer på landsplan samt

hovedvandoplande

Virkemidler, udvikling og effekt 2013-2017/18 og

fremskrivning til 2021

Teknisk Justering (effekt af nedgangen i det dyrkede

areal)

3.2 Randzoner

3.3 Energiafgrøder

3.4 Økologisk jordbrug

3.5 Effekter af bioforgasning og genanvendt organisk affald

3.6 MVJ ordning (Miljøvenlige Jordbrugsforanstaltninger)

3.7 Miljøgodkendelser og husdyrregulering

3.8.1 Fremskrivning af atmosfærisk deposition af kvælstof til 2021

3.8.2 Estimering af reduceret deposition på udvaskningen

3.9 Efterafgrøder

3.10 Slæt i stedet for afgræsning på konventionelle kvægbrug

3.11 Udvikling i udbytter og kvælstofnorm

3.12 Effekt af at ophæve de underoptimale gødskningsnormer

3.13 Vådområder

3.14 Samlet effekt opdatering af baseline i 2021 fordelt på

vandområder

3.1

Klima

Konklusion og sammenligning med tidligere estimater af

baselineeffekt

Referencer

101

104

Bilag 1: Udviklingen i høst- og kvælstofudbytter

Sammendrag

Indledning

Data 114

Afgrødefordeling (ha)

Høstudbytter (hkg/ha)

Kvælstofstofudbytter (kg N/ha)

Udvikling 1990-2017

Referencer

Bilag 2: Udvikling i kvælstofnormer 2005/06-2018/19

Indledning

Metode

Normer på afgrødeniveau

Afgrødevægtet norm

Estimeret trend 2012-2021

Referencer

Bilag 3: Effekten af vådområder neddelt på projekter

Bilag 4: Opgavebeskrivelse fra Miljøstyrelsen

113

114

115

116

118

121

123

125

126

128

130

131

132

137

Forord

Miljøstyrelsen (MST) har primo 2019 bestilt en opdatering af den baseline, der

blev estimeret med den senest udgivne baslinerapport ”Revurdering af base-

line” (Jensen et al., 2016). Bestillingen frem går af Bilag 4.

Baselinerapporten (Jensen et al., 2016) var en revurdering af baselineestimatet

fra ”Fastsættelse af baseline 2021” udgivet i 2014, idet der i revurderingen blev

indarbejdet scenarier for udfasning af underoptimale gødningsnormer i vir-

kemidler og for øvrige forventede ændringer i politisk vedtagne beslutninger.

Revurderingen blev udarbejdet i 2015 og offentliggjort i 2016 i rapporten

”Re-

vurdering af baseline”

af Jensen et al. (2016) - og kan ses her

https://dce2.au.dk/pub/TR67.pdf

Rapporten

”Fastsættelse af baseline 2021”

af Jensen et al. (2014) - kan ses her

https://dce2.au.dk/pub/TR43.pdf

Med baseline menes i denne sammenhæng effekten af allerede vedtagne ini-

tiativer (virkemidler m.m.) samt øvrig udvikling i erhvervet, som kan få ind-

flydelse på næringsstoftab fra de dyrkede arealer. I baseline opgøres effekt af

virkemidler og øvrige udviklinger i landbrugsproduktionen som udvaskning

fra rodzone, men for virkemidler som f.eks. vådområder, hvor effekten rela-

terer sig til overfladevand, angives effekten til nærmeste recipient.

Baseline udgør en samlet fremskrivning af udviklingen i landbrugets produk-

tionsforhold, virkemidler og mulige effekter af internationalt vedtagne konven-

tioner, altså en fremskrivning eller prognose for de virkemidler, der tænkes im-

plementeret frem til og med 2021. Den fulde effekt af virkemidlerne på rodzo-

neudvaskning vil ske med en vis tidsforsinkelse, og det giver sig selv, at effek-

ten af baseline ikke vil have den estimerede effekt inden for baselineperioden

og ej heller med ligelig fordeling over årene. Prognosen for virkemidler kan

være behæftet med betydelig usikkerhed, særligt hvor effekten er afhængig af

internationale økonomiske konjunkturer og andre landes opfyldelse af konven-

tioner. Derfor har Aarhus Universitet i revurderingen fra 2016 anbefalet, at der

med baseline 2021 fremskrivningen på 6-7 år var brug for en midtvejsstatus.

Nærværende rapport beskriver resultatet af en sådan midtvejsstatus.

Formålet med denne rapport er således en opdatering af baseline 2021, hvor

der inddrages de samme elementer som i Revurdering af baseline. Det vil sige,

at der i opdateringen ikke medtages virkemidler vedtaget med Fødevare- og

landbrugspakken i 2015 med det formål at modvirke effekten af at udfase de

underoptimale gødningsnormer herunder MFO, ekstra efterafgrøder samt

deres alternativer m.m.

I denne rapport evalueres de forudsætninger og antagelser, der blev gjort ved

Revurdering af baseline, og baseret herpå evalueres, hvad baselineeffekten

samlet set vurderes at have været for den seksårige periode 2013-2017/2018,

og hvad den samlede effekt fra 2013-2021 forventes at være. For nogle elemen-

ter er det muligt at inddrage data fra 2018, og for andre er de sidst tilgængelig

data fra 2017.

Effekten af elementerne er beregnet som rodzoneudvaskning, der forventes

at ske inden for en 5-10 års tidshorisont og effekten er desuden neddelt på 23

hovedvandoplande, eller på samme geografiske skala som ved Revurdering

baseline i 2015 2016.

I løbet af projektperioden har der været afholdt en faglig workshop med del-

tagelse af SEGES, Danmarks Naturfredningsforening, Bæredygtigt Landbrug,

Foreningen for Reduceret Jordbearbejdning (FRDK) samt Miljøstyrelsen og

Landbrugsstyrelsen, hvor data og forudsætninger anvendt i nærværende rap-

port om opdatering af baseline blev drøftet. Miljø- og Fødevareministeriet har

haft mulighed for at kommentere på udkast til rapporten.

Figure F.1.

23 Hovedvandop-

lande.

Sammenfatning

Miljøstyrelsen (MST) har primo 2019 bestilt en opdatering af den baseline, der

blev udarbejdet til 2. generation af vandplaner (”Fastsættelse af baseline 2021”

fra 2014), og som efterfølgende blev revurderet i 2015 (Revurdering af base-

line, Jensen et al., 2016) forud for vedtagelse af Fødevarer- og landbrugspak-

ken. Med baseline menes i denne sammenhæng effekten af allerede vedtagne

initiativer (virkemidler m.m.) samt øvrig udvikling i erhvervet, som kan få

indflydelse på kvælstoftab fra de dyrkede arealer. I denne rapport evalueres

de forudsætninger og antagelser, der blev gjort ved ”Revurderingen af base-

line” fra 2016. Baseret herpå er der foretaget en opdatering af baselineeffekten

samlet set for den seksårige periode 2013-2017/2018, og hvad den samlede

effekt for baselineelementer, der er implementeret i 2013-2021 forventes at

være og hvor den estimerede effekt forventes at indtræde inden for en tids-

horisont på 5-10 år. Tiltag, der er vedtaget med Fødevare- og landbrugspak-

ken i 2015 med det formål at modvirke effekten af at udfase de underoptimale

gødningsnormer, herunder MFO, ekstra efterafgrøder samt deres alternativer

m.m., indgår ikke i opdateringen lige som de heller ikke indgik i Revurdering

af baseline.

I nærværende rapport estimeres en samlet ændring i kvælstoftab (nitratud-

vaskning) fra rodzonen i 2021, der varierer mellem en merudvaskning på

5.310 ton N/år og en reduktion i udvaskning på 2.930 ton N/år, svarende til

en gennemsnitlig merudvaskning på ca. 1.190 ton N/år i forhold til referen-

ceåret 2012. Status for 2018 er dog en samlet merudvaskning på mellem 8.640-

3.300 ton N/år, i gennemsnit ca. 5.970 ton N/år.

At man frem til 2018 endnu ikke har set et betydeligt fald i merudvaskning skyl-

des primært, at der endnu ikke er indtruffet den forventede reduktion i atmo-

sfærisk deposition, der følger af, at alle EU-lande har bundet sig til at reducere

emissionerne af kvælstof til luften. Eftersom reduktionskravene er lovpligtige,

er det forudsat i denne rapport, at landene vil nå de fastsatte emissionslofter.

I Revurderingen af baseline blev den samlede baselineeffekt estimeret til at

ligge i intervallet mellem en merudvaskning af kvælstof på 4.300 ton N/år og

en reduktion i kvælstofudvaskningen på 350 ton N/år, i gennemsnit en mer-

udvaskning 1.975 ton N/år. Det vil sige, at der i nærværende opdatering esti-

meres en samlet effekt, der i gennemsnit er ca. 785 ton N mindre end tidligere

estimeret i Revurdering af baseline.

Årsagen til dette skal især findes i, at der i nærværende rapport er estimeret

en større positiv effekt af økologi som følge af et større areal med økologisk

drift samt en lidt mindre estimeret effekt af at øge gødningsnormerne. Den

mindre effekt af at ændre gødningsnormerne er begrundet med, at den nye

beregning i denne rapport inddrager en mere realistisk afgrødefordeling, og

at der tages højde for, at gødningsnormerne ikke udnyttes fuldt ud. Det er

dog overordentligt vanskeligt nøjagtigt at adskille effekterne af nedgang i det

dyrkede areal, normændringer fra under- til økonomisk optimale kvælstof-

normer og den årlige stigning i den økonomisk optimale norm, ændring i af-

grødefordeling samt udbyttetrend.

Alt i alt viser denne opdatering af baselineberegningen en prognose for en

lavere merudvaskning af kvælstof i 2021, end der blev forventet ved Revur-

dering af baseline i 2015. Dette estimat er dog meget afhængig af, hvad ud-

viklingen i atmosfærisk deposition er, og hvorvidt prognoserne for udviklin-

gen i emissionerne holder, herunder at EU-landene formår at overholde de

aftalte emissionslofter for atmosfæriske kvælstofemissioner.

Overordnet viser nærværende opdatering af baseline 2021 at forbruget af han-

delsgødning og kvælstofudvaskning bliver mindre grundet nedgang i det

dyrkede areal og øget andel af økologisk drift. Derudover vil også den for-

ventede nedgang i atmosfærisk deposition bidrage til at reducere udvasknin-

gen. Omvendt vil baselineelementer som stigende udbytter kombineret med

øget gødningsnorm og mer-gødningen, tilladt ved at gå fra under- til økono-

misk optimale normer, øge forbruget af handelsgødning og dermed øge ud-

vaskningen. Den samlede effekt af baselineelementerne frem til 2018 viser

derfor en øget kvælstofudvaskning, bl.a. fordi den forventede reduktion i den

atmosfærisk deposition endnu ikke indtrådt og fordi baseline 2021 ikke med-

tager effekten af målrettede efterafgrøder, MFO m.v., der er indført som kom-

penserende tiltag for den øgede udvaskning i forbindelse med overgangen til

økonomisk optimale gødningsnormer i 2016.

Når man isoleret ser på perioden 2012-2015, som er perioden før gødnings-

normerne blev hævet, kan det være svært at se den positive effekt på udvik-

lingen i kvælstoftilførslen til havet af de to baselineelementer nedgang i det

dyrkede areal og øget andel af økologisk dyrkning. Det kan skyldes, at effek-

ten af de to tiltag har en begrænset størrelse, som kan overskygges af store år-

til- år variation i bl.a. nedbør og temperatur, som kan modvirke eller betinge

en øget kvælstofudledning, som det netop er vist for årene 2012-2015. Derud-

over kan forsinkelser i kvælstofomsætning og i vandets transportveje fra

mark til kystvande have en betydning. Regionale opgørelser af den afstrøm-

ningsvægtede total N- og nitrat-koncentration i det afstrømmende vand til

kystvande for målte oplande viser netop, at år- til- år variationen er stor i de

to regioner Fyn og Sjælland, og at ændringer i disse koncentrationer, derfor

bør ses over en årrække ift. at kunne evaluere virkemidlers effekt på kvælstof-

udledning til kystvande.

Summary

In the beginning of 2019, The Danish Environmental Protection Agency (MST)

commissioned an update of the baseline prepared for the 2nd generation of

river basin management ("Establishing baseline 2021" from 2014), which was

subsequently re-evaluated in 2015 (Reassessment of baseline, Jensen et al.,

2016) prior to the adoption of the Food and agriculture package. In this con-

text, the term baseline covers the effect of measures already adopted (instru-

ments etc.) and other developments in agriculture that may affect the loss of

nitrogen from arable land. This report evaluates the conditions and assump-

tions made in the "Reassessment of baseline" from 2016 and, based on this, the

baseline effect was updated overall for the six-year period 2013-2017/2018 as

were the expectations for the effect for 2013-2021. Measures adopted in the

Food and agriculture package in 2015 to counteract the effects of phasing out

the sub-optimal fertilisation standards, including MFO, wetland projects, ad-

ditional catch crops and their alternatives, etc. are not included in the update,

nor were they included in the Reassessment of baseline.

The present report estimates an overall change in nitrogen loss (nitrate leach-

ing) from the root zone in 2021, which varies between an additional leaching

of 5,310 tonnes N/year and a reduction in leaching of 2,930 tonnes N/year,

corresponding to an average additional leaching of approx. 1,190 tonnes/year

compared to the reference year 2012. However, the 2018 status shows total

additional leaching between 3,300-8,840 tonnes N/year, on average approxi-

mately 5,970 tonnes N/year.

The fact that a significant decrease in additional leaching has not yet been seen

up to the year 2018 is mainly due to the fact that the expected reduction in

atmospheric deposition resulting from all EU countries having committed

themselves to reducing nitrogen emissions to the air has not yet occurred. As

the reduction requirements are statutory, it is assumed in this report that the

countries will reach the established emission ceilings.

In the Reassessment of baseline, the overall baseline effect was estimated to

be in the range between additional nitrogen leaching of 4,300 tonnes N/year

and reduction in nitrogen leaching of 350 tonnes N/year; additional leaching

of 1,975 tonnes N/year on average. This means that in the current update, the

overall effect is estimated to be approximately 785 tonnes less than previously

estimated in the Reassessment of baseline.

The reason for this is notably that the present report has estimated a greater

positive effect of ecology as a result of larger areas with organic farming as

well as a lower estimated effect of increasing fertiliser standards to the eco-

nomic optimum. The decreased effect of changing fertiliser standards is justi-

fied by the new calculation in this report involving more realistic crop distri-

bution and taking into account the fact that the fertiliser standards are not

fully exploited. However, it is extremely difficult to accurately distinguish the

effects of the decline in arable land, norm changes from sub-optimal to eco-

nomically optimal nitrogen norms and the annual increase in the economi-

cally optimum norm, change in crop distribution and yield trend.

All in all, this update of the baseline calculation predicts a lower level of ni-

trogen leaching in 2021 than was expected in the Reassessment of baseline in

2015. However, this estimate is highly dependent on the evolution of the at-

mospheric deposition and whether the forecasts for the emissions develop-

ments prevail, including the EU countries being able to comply with the

agreed upon emission ceilings for atmospheric nitrogen emissions.

Overall, this update of baseline 2021 shows that consumption of commercial

fertilizers and leaching of nitrogen will be reduced due to decline in cultivated

area and increased share of organic farming. In addition, the expected decline

in atmospheric deposition will also reduce leaching. Conversely, baseline ele-

ments such as increasing yields, combined with increased fertilizer norms and

additional fertilizers, allowed by going from below- to economically optimal

norms, will increase the use of commercial fertilizers and increase leaching.

The effect of the baseline elements up to 2018 therefore shows increased ni-

trogen leaching, among other things because the expected reduction in atmos-

pheric deposition has not yet occurred and because baseline 2021 does not

include the effect of targeted catch crops, MFO etc.. The last mentioned miti-

gation elements contribute to compensate for the increased leaching caused

by the use of additional fertilizers to meet the economically optimal nitrogen

standards.

Looking at the period 2012-2015, which is the period before consumption of

the additional fertilizer by going from below to economically optimal norms,

it can be difficult to see the positive effect in the trend of the nitrogen load to

coastal waters of the two baseline elements decline in the cultivated area and

increased proportion of organic cultivation. This may be because by a limited

size effect of the two measures, which can be overshadowed by large year-to-

year variation in, among other things precipitation and temperature that may

counteract or even temporary increased the nitrogen load, as shown for the

years 2012-2015. In addition, delays in nitrogen turnover in the agricultural

soil and in water transport pathways from the fields to coastal waters can be

significant. Regional estimates of the flow-weighted total N and nitrate con-

centration in the discharged water calculated for catchments with gauging

stations show that the year-to-year variation is large in the two regions of Fu-

nen and Zealand, and that changes in the flow-weighted concentrations there-

fore should be seen over a number of years, if the effect of measures on nitro-

gen load into coastal waters should be evaluated

Indledning

Denne rapport udgør en opdatering af baseline 2021. I Miljøstyrelsens bestil-

ling var det ønsket, at alle elementerne, som blev vurderet i Revurdering af

baseline 2021, også indgår i denne opdatering. I begge baseline er ikke med-

taget effekt af kompenserende virkemidler, implementeret for at modvirke

effekten af at udfase de underoptimale gødningsnormer, der blev indfaset

med Fødevare- og landbrugspakken i 2015, og som betød, at landmændene

fik mulighed for at anvende mere gødning. Her tænkes specifikt på, at de mål-

rettede efterafgrøder og implementering af Miljøfokusområder (MFO) ikke

indgår hverken den tidligere revurdering eller den nuværende opdateringen

af baseline.

Det er vanskeligt at adskille effekt af virkemidler fra effekter af den generelle

udvikling i landbruget. Både fordi afgrødefordelingen er påvirket af det dyrk-

ningstekniske forhold (f.eks. om det er for vådt at køre på markerne til, at

landmændene kan så vinterkorn om efteråret) og fordi ændringer i fastsæt-

telse af gødningsnormer kan påvirke forbruget af gødning og virkemidler

som alternativer til efterafgrøder.

I nærværende opdatering af baseline er der derfor knyttet en vis usikkerhed

til effekter af de enkelte virkemidler, som skyldes, at det er vanskeligt at ad-

skille effekten af implementerede virkemidler fra effekt af generelle dyrk-

ningsmæssige forhold og udvikling i disse.

Ud over en opdatering af virkemidlerne beskrevet i Revurdering af baseline

(Jensen et al., 2016 - herefter betegnet ”Revurdering af baseline”) har Miljø-

styrelsen ønsket en specifik evaluering af den antagelse, at kvælstofnormerne

øges med 1 kg N/ha. Denne antagelse indgik i en samlet vurdering af de tre

elementer; teknisk justering (nedgang i det dyrkede areal), effekt af at udfase

de under-optimale gødningsnormer og det element, at kvælstofnormerne

øges hvert år grundet trend i stigende udbytter. Denne specifikke vurdering

er i nærværende opdatering gennemført med en analyse af trenden i den øko-

nomiske optimale gødningsnorm for hver afgrøde, som udgør den aktuelle

stigning i årene 2012-2017 og et landsgennemsnit med en konstant gennem-

snitlig afgrødefordeling.

I afsnittet om trend i udbytter og gødningsnorm er afgrødefordelingen holdt

konstant med det formål at beskrive trends i gødningsnorm og udbytter set

isoleret for hver afgrødetyper, idet netop trend i udbytter og gødningsnorm

er indbyrdes afhængige, og trend anvendes derfor til en fælles fremskriv-

ningseffekt for disse to elementers effekt til 2021.

Der er derfor anvendt en lidt anderledes opdeling af virkemidlerne i denne

opdatering end i Revurdering af baseline. I Revurdering af baseline 2021 blev

mergødning ved udfasning af underoptimale gødningsnormer, trend i den

økonomiske optimale norm og nedgang i det dyrkede areal beregnet som en

samlet effekt, mens effekt af stigende udbytter var en særskilt beregning. I

denne opdatering af baseline er trend i udbytter og stigning i den økonomiske

optimale gødningsnorm beregnet som en samlet effekt, idet stigningen i ud-

bytterne i en vis udstrækning er koblet til en øget kvælstofnorm, og derfor er

det mest hensigtsmæssigt, at disse to elementer vurderes som en samlet effekt.

Det betyder derfor, at nedgangen i det dyrkede areal, som betegnes teknisk ju-

stering, vurderes som en selvstændig effekt. Udfordringen er, at effekt af virke-

midler og effekten af den tekniske justering er indbyrdes afhængige. F.eks. er

effekten af en nedgang i det dyrkede areal højere, hvis denne beregnes ud fra,

at de underoptimale gødningsnormer er udfaset, og der derfor gives mergød-

ning, som ikke er kompenseret med andre virkemidler, der modvirker merud-

vaskningen, som det blev gjort i Revurdering af baseline. Modsat er effekten

lavere, hvis merudvaskningen ved ophør af underoptimale normer kompense-

res af andre virkemidler. Det er sidst nævnte udgangspunkt, der er antaget i

nærværende opdatering af baseline. Det er derfor afgørende for effektberegnin-

gen, om nedgang i det dyrkede areal sker før eller efter effekten af, at udfase de

underoptimale normer er indregnet, og om effekten af at udfase underoptimale

normer bliver kompenseret af andre virkemidler.

Ved Revurderingen af baseline i 2016 var der alene bestilt en effekt af at udfase

de underoptimale gødningsnormer, men ikke en vurdering af hvordan mer-

udvaskningen heraf skulle kompenseres. I beregningen af effekten af den tek-

niske justering er det her antaget, at merudvaskningen ved udfasning af de

underoptimale gødningsnormer bliver kompenseret, og at den gennemsnit-

lige udvaskning fra det dyrkede areal derfor forbliver konstant, altså hverken

øges eller reduceres. Det har i sig selv givet en mindre udvaskningseffekt af

nedgangen i det dyrkede areal end i Revurdering af baseline. Effekt af mer-

gødning ved at udfase underoptimale gødningsnormer er desuden også be-

regnet som en særskilt effekt i nærværende opdatering af baseline, heri er der

anvendt en lidt mindre mergødning end i Revurdering af baseline.

Miljøstyrelsen har desuden bedt om en vurdering af, om der kan være ele-

menter, der ikke har indgået i baseline; det kunne f.eks. være ændringer i af-

grødesammensætning, ændrede mængder af genanvendt affald, samt ændret

anvendelse af efterafgrøder, der giver grundlag til ændringer i baseline. End-

videre ønskes en vurdering af evt. andre elementer, som kan give grundlag

for en ændret baseline. Hvis sådanne kan identificeres, ønskes disse kvantifi-

ceret. Disse er overordnet beskrevet i afsnit 2.5.

I nærværende opdatering af baseline gives indledende en oversigt over ud-

vikling i landbrugets forbrug af gødning, udvikling i det dyrkede areal og

afgrødefordeling, en beskrivelse af hvordan gødningsnormerne og mergød-

ning ved ophør af underoptimale normer påvirkes af afgrødefordeling, og det

dyrkede areal med økologisk drift (afsnit 2.1) samt udviklingen i husdyrhold

og afledte effekter på udvaskning (2.2). Dette udgør den perspektivering, som

Miljøstyrelsen efterlyste for udvikling i afgrødesammensætningen. Miljøsty-

relsens ønske om en beskrivelse af effekten af ændret mængde af genanvendt

affald er beskrevet i afsnit 3.5 om Bioforgasning.

Miljøstyrelsen har yderligere ønsket en evaluering af, hvordan en øget kvæl-

stofnorm fordeler sig ift. kvælstofbalancens poster, herunder øgede kvælstof-

udbytter, importeret proteinfoder og øvrige tabsposter. Denne evaluering er

beskrevet i afsnit om mark og bedriftsbalancer i afsnit 2.3.

Efter denne perspektivering af udviklingen i landbruget diskuteres tidshori-

sont i forhold til den forsinkelse, der må forventes at være fra et virkemiddel

implementeres, til effekten kan måles i hhv. rodzone og vandløb, hvorefter

forbehold og usikkerheder ved baselineopdateringen gennemgås.

Efter disse indledende afsnit følger beskrivelsen af de enkelte virkemidler,

hvor effekten i hhv. 2018 og 2021 neddeles pr. hovedvandopland. Sidst i dette

afsnit findes en samlet tabel over baselineeffekten fordelt på hovedvandop-

land (3.14), et kapitel om betydning af vejr og klima (kap. 4.) samt en samlet

konklusion og perspektivering, hvor resultaterne fra nærværende opdatering

sammenstilles med resultaterne fra tidligere estimat af baselineeffekt i Revur-

dering af baseline (kap. 5). Rapporten indeholder desuden fire bilag: bilag 1-

Udvikling i høst og N-udbytter, bilag 2- Udvikling i kvælstofnormer, bilag 3-

Effekten af vådområder neddelt på projekter bilag 4 - Opgavebeskrivelse fra

Miljøstyrelsen.

Baggrund, forudsætninger og forbehold for

analysen

Udviklingen i landbrugets forbrug og norm for kvælstof-

gødning 2011-2018

2.1

Gitte Blicher-Mathiesen

Det dyrkede areal

Det dyrkede areal er opgjort med udgangspunkt i landbrugets indberetning

til Landbrugsstyrelsen i forbindelse med ansøgning om EU-landbrugsstøtte

(enkelt- eller grundbetalingsordningen). Afgrøderne er i videst muligt om-

fang grupperet efter samme liste, som Danmarks Statistik anvender. For at

kunne vurdere på udviklingen i det dyrkede areal er data vist for hvert af

årene 2011-2018 i tabel 2.1.1 Året 2011 er medtaget, da afgrødefordelingen for

dette år indgik i afsnit om teknisk justering og udvikling i gødningsforbrug i

”Revurdering af baseline 2021” (Jensen et al., 2016).

Det indberettede areal i landbrugsmæssig drift er faldet fra 2.693.000 ha i 2011

til 2.602.000 ha i 2018 (tabel 2.1.1), en nedgang på ca. 91.000 ha. Nedgangen

indeholder udtagning til byer, veje, natur, skovrejsning, m.m. Faldet varierer

over årene, hvilket kan skyldes, at der er en reel forskel i udtagning til motor-

veje fra år til år. En udvikling i udtagning af landbrugsjord bør derfor ses som

en trend over en længere årrække, som det er gjort i afsnit om teknisk juste-

ring. Her udgør den gennemsnitlige nedgang i det dyrkede areal 12.200 ha pr.

år for perioden 2008-2018.

Tabel 2.1.1.

Det dyrkede areal fordelt på afgrødegrupper for perioden 2011-2018 samt forskel mellem de to år (1.000 ha). Data

er fra landmændenes indberetning til hektarstøtte/grundbetaling.

(1.000 ha)

Vårkorn

Vinterkorn

Korn i alt

Bælgsæd til modenhed

Frø til udsæd

Industrifrø i alt

Rodfrugter i alt

Majs

Helsæd og foderroer

Lucerne

Græs og køvergræs i omdrift

Varig græs

Brak

Øvrige afgrøder

I alt

2011

554

941

1.495

151

176

333

207

107

2.693

2012

723

771

1.495

130

186

330

212

2.679

2013

682

746

1.428

177

183

320

198

159

2.702

2014

552

884

1.436

166

190

312

195

154

2.691

2015

576

868

1.444

193

181

253

248

106

2.663

2016

680

783

1.463

164

176

274

212

2.634

2017

625

816

1.441

179

167

276

204

2.610

2018

841

575

1416

102

144

180

264

214

2.602

Forskel

2011-2018

287

-366

-79

-7

-3

-5

-69

-35

-91

Figur 2.1.1.

Udvikling i det dyrkede areal (øverst) og opdelt på salgsafgrøder, grovfoder og udyrkede arealer for perioden 2011-

2018. Data er fra indberetning til hektarstøtte/grundbetaling.

Salgsafgrøder

Arealet med korn har været nogenlunde konstant i perioden 2011-2018, dog

med en lille nedgang på 79.000 ha (figur 2.1.1 og tabel 2.1.1). Derimod har der

været en betydelig variation mellem vårkorn og vinterkorn. Yderpunkterne er

et ekstremt lille areal med vinterkorn på 575.000 ha i 2018 og det største areal

på 941.000 ha i 2011, en forskel på 366.000 ha. Netop arealforholdet mellem vår-

korn og vinterkorn har stor betydning for gødningsforbruget, idét den økono-

misk optimale norm er ca. 37 kg N/ha større til vinterkorn end til vårkorn. Hvor

stort arealet med vintersæd udgør de enkelte år påvirkes af de dyrkningstekni-

ske forhold som f.eks. sen høst, og om det er for vådt at køre på markerne til at

landmændene kan så vinterkorn om efteråret. I år med dyrkningstekniske van-

skeligheder vil et større areal tilsås med vårsæd.

Arealet med kartofler har været nogenlunde konstant over årene 2011-2018,

mens arealet med frøgræs og bælgsæd er øget med henholdsvis 36.000 og

24.000 ha. Arealet med vinterraps var størst i 2015 på 193.000 ha, men ud-

gjorde i 2018 næsten samme areal som i 2011.

Græs og grøntfoder

Arealet med grovfoder er blevet noget mindre i perioden. Arealet med majs

og helsæd har været nogenlunde konstant, mens arealet med græs i omdrift

er blevet 69.000 ha mindre. Det er sandsynligt, at en del af brakarealet, der er

kommet til i 2015, tidligere har været græs i omdrift.

Forbrug af kvælstofgødning og kvælstofnorm

Den samlede mængde kvælstof i handelsgødning, husdyrgødning og anden

organisk gødning udgjorde i 2011 433.000 ton N, mens det i 2018 udgjorde

454.000 ton N (tabel 2.1.2). Det samlede forbrug af kvælstof i gødning er såle-

des øget med 21.000 ton N i denne 7-års periode.

Kvælstofmængden i husdyrgødningen var omtrent det samme i 2011 og 2018,

men var knap 12.000 tons N mindre i 2014 end i disse to år. Det ses af tabel 2.1.2,

at forbruget af kvælstof med handelsgødninger steg efter 2015 som følge af Fø-

devare- og landbrugspakken (FLP)’s aftale om at udfase de underoptimale gød-

ningsnormer. Herved øgedes forbrug af kvælstof i handelsgødning fra 210.000

tons N i 2015 til 242.000, 237.000 og 224.000 ton N i henholdsvis 2016, 2017 og

2018. I 2016 blev det tilladt at anvende 2/3 af forskellen mellem den reducerede

og den økonomisk optimale gødningsnorm. Og fra og med 2017 blev det tilladt

at anvende den fulde økonomisk optimale gødningsnorm.

Landets samlede kvælstofnorm afhænger af de enkelte afgrøders normer

samt af afgrødernes fordeling på jordtyper, og om afgrøderne er vandet. Selve

fastsættelse af afgrødernes gødningsnormer følger en fastlagt procedure be-

skrevet i ” Procedure for indstilling af kvælstof- og udbyttenorm” (Drejebog,

2018). I perioden 2012-2015 med underoptimale normer blev afgrødernes

gødningsnormer for kvælstof fastlagt, så den samlede kvælstofnorm ikke

kunne overstige gødningsnormen for 2003/2004. Dog blev normerne regule-

ret for effekten af afgrødeforskydninger. Det vil sige, at hvis afgrødefordelin-

gen går i retning af mere kvælstofkrævende afgrøder, f.eks. mere vinterkorn

og græs, vil landets samlede kvælstofnorm stige, og den vil falde, hvis afgrø-

defordelingen går i retning af mindre kvælstofkrævende afgrøder, som f.eks.

vårkorn og frøgræs. Desuden blev der givet en ekstragødningsnorm til vin-

terhvede til brød, så denne afgrøde fik en økonomisk optimal kvælstofforsy-

ning, selvom de øvrige afgrøder havde underoptimale normer.

Tabel 2.1.2.

Forbrug af kvælstofgødning og kvælstof i gødningsnorm for det dyrkede areal i perioden 2011-2018 (1.000 ton N).

Forbrug af gødning er fra landmændenes indberetning af gødningsregnskaber. Kvælstofnormen er beregnet ud fra de enkelte

års gødningsvejledning og afgrøder indberettet til hektarstøtte/grundbetaling.

(1.000 ton N)

Forbrug af kvælstofgødning

Handelsgødning GR

Husdyrgødning GR

Anden organisk gødning GR

Total forbrug af kvælstofgødning

Udnyttet husdyr og anden org. gødning GR

Ikke udnyttet husdyr- og org. gødning

Teoretisk beregnet kvælstofnorm uden udlæg og forfrugt

Aktuel grundnorm, reduceret i 2012-2016

Økonomisk optimal norm

Reduktionspct.

2011

203,9

223,3

6,0

433,2

152,3

75,8

2012

198,2

220,4

6,8

425,4

150,4

75,7

2013

199,1

215,4

7,0

421,5

147,1

74,1

2014

203,4

211,9

6,8

422,1

146,0

73,0

2015

210,0

216,4

7,2

433,6

148,9

74,8

2016

241,9

219,3

7,8

469

150,1

77,3

2017

237,1

217,7

8,0

462,8

148,9

76,8

2018

223,5

7,1

454,1

152,5

78,3

--------------------------------------(1.000 ton N)-----------------------------------

390,5

464,0

15,9

73,5

4,8

68,7

379,6

446,0

14,9

66,4

4,5

61,7

374,1

433,5

13,7

59,5

3,9

55,4

374,6

444,8

15,8

70,2

4,3

65,7

369,2

450,2

18,0

80,9

5,1

75,6

425,9

456,7

6,8

30,9

447,2

433,5

Mergødning, Øk. opt. minus grundnorm

Økologers ikke forbrugt mer-gødning

Mer-gødning konventionelle bedrifter

Økonomisk optimale norm

Vårkorn

Vinterkorn

Vinterraps

I alt korn og vinterraps

Græs i omdrift

Underoptimale norm

Vårkorn

Vinterkorn

Vinterraps

I alt korn og vinterraps

Græs i omdrift

Forskel under og øk. opt. norm

Vårkorn

Vinterkorn

Raps

I alt korn og vinterraps

Græs i omdrift

Kvælstofprognosen

--------------------------------------(1.000 ton N)------------------------------------

76,0

174,6

33,0

283,5

95,0

97,9

141,2

27,9

267,0

92,3

88,6

131,8

38,6

259,0

88,2

76,8

156,6

36,5

269,9

86,4

83,5

157,4

41,5

282,4

74,3

102,7

149,4

35,2

287,4

74,6

92,2

152,0

38,7

282,9

75,0

122,2

109,5

31,3

263,1

72,6

63,8

146,6

27,7

238,1

79,8

83,2

120,0

23,7

226,9

78,5

76,4

113,6

33,3

223,2

76,1

64,6

131,7

30,7

227,0

72,7

68,3

128,9

34,0

231,3

60,9

95,7

139,3

32,8

267,9

69,5

92,2

152,0

38,7

282,9

75,0

122,2

109,5

31,3

263,1

72,6

12,2

27,9

5,2

45,4

15,2

14,7

21,2

4,1

40,0

13,8

12,2

18,2

5,3

35,7

12,2

24,9

5,8

42,9

13,7

15,1

28,5

7,5

51,1

13,5

7,0

10,1

2,4

19,5

5,1

0,0

-7

0,0

1 Kvælstofnormen udgør den aktuelle norm for hver afgrøde også for det økologiske areal og er ganget på afgrødefordeling, jordtyper og arealer med og

uden vanding. Der er ikke korrigeret for N-prognose og eftervirkning af efterafgrøder. Beregningen er gennemført af AU Bioscience.

2. Reduktionsprocenten er forskel mellem den økonomisk optimal norm og den reducerede grundnorm til hver afgrøde.

Figur 2.1.2.

Økonomisk optimal norm (søjle 1) og grundnorm (søjle 2) for det dyrkede areal (1.000 ton N) for årene 2011-2018. For

perioden før Fødevare- og landbrugspakken udgør grundnormen den reducerede gødningsnorm. Data for gødningsnormer er be-

regnet af AU, Bioscience.

Siden Grøn Vækst-aftalen i 2012 blev den samlede kvælstofnorm desuden

mindre for hvert år, idét der blev trukket kvælstof ud, der svarer til nedgang

i det dyrkede areal – se afsnit om Teknisk justering.

Teoretisk beregning af kvælstofnorm

AU, Institut for Bioscience har til denne opdatering af baseline beregnet den

økonomiske optimale gødningsnorm og den under-optimale norm for perio-

den 2011-2018. Beregningen tager udgangspunkt i den aktuelle afgrødeforde-

ling for alle afgrøder indmeldt og med støtte til enkeltbetaling eller grundbe-

talingen og de aktuelle gødningsnormer for de enkelte år udgivet af NaturEr-

hvervsstyrelsen og Landbrugsstyrelsen i Vejledning om gødsknings- og har-

moniregler. I beregningen er der taget hensyn til fordeling af jordtyper, og om

afgrøderne kan vandes. Der er i beregningen ikke indregnet forfrugtsværdi

og tillæg for udlæg af græsafgrøder.

Den samlede økonomisk optimale kvælstofnorm for det dyrkede areal varie-

rer imellem årene. Der var en høj økonomisk optimal kvælstofnorm i 2011 på

464.000 ton N, et år med et stort areal med vinterkorn (figur 2.1.2). Og der var

en relativ lav norm på 434.000 ton N for de to år 2013 og 2018, begge år med

et forholdsvist lavt areal med vinterkorn (tabel 2.1.2). Forskel mellem grund-

normen og den økonomisk optimale norm for alle bedrifter varierede mellem

59.500 og 80.900 ton N i perioden 2011-2015 før udfasningen af de reducerede

normer. Den laveste værdi var i året 2013, hvor arealet med vinterkorn var

lavt, og den største forskel ses i 2015, hvor arealet med vinterkorn var relativt

stort. Det er altså ikke ubetydeligt, hvilken afgrødefordeling, der lægges til

grund for at bestemme det øgede forbrug af gødning, der forventes ved at

udfase de underoptimale gødningsnormer.

Vurdering af antagelse om udvikling i kvælstofnorm

I Revurdering af baseline blev det antaget, at den økonomiske optimale norm

steg 1 kg N/ha/år. Det er bl.a. denne antagelse, der specifikt ønskes genvur-

deret i nærværende opdatering jf. MFVM’s bestilling bilag 4 i nærværende

rapport. Det økonomisk optimale kvælstofniveau har stor betydning for det

økonomiske resultat for de dyrkede afgrøder. Beregning af den enkelte afgrø-

des behov for kvælstof bygger på en lang række forsøg med stigende kvæl-

stofmængder, som gennemføres i Landsforsøgene. Den økonomiske værdi af

kornet afhænger af forholdet mellem pris på korn og soyaskrå. Grunden til at

pris på soyaskrå indgår, skyldes at korn og andre foderafgrøders proteinind-

hold påvirker dens værdi som foder. Jo mindre protein, der avles som foder

til husdyr, jo mere protein skal landmanden købe til dyrene. I foderbyg giver

en højere proteinprocent en højere værdi af kornet. Derfor stiger den økono-

misk optimale kvælstofmængde i vårbyg og vinterhvede henholdsvis 18 og

25 kg N/ha, hvis prisen for protein indgår i beregningen, fremfor hvis det kun

er prisen på korn (Oversigt over Landsforsøgene, 2016). Fra 2015/16 vægtede

pris på protein henholdsvis 50 og 75 % af gødningsnormen for kvælstof til

korn. Det betød implicit, at den økonomiske optimale kvælstofnorm til korn

steg imellem de to år 2015 og 2016.

Den årlige ændring i den økonomisk optimale norm for perioden 2012-2017

er beregnet ved at anvende en fast afgrødefordeling ved at tage udgangs-

punkt i det aktuelle dyrkede areal i 2012 og 2017. Herved ganges den økono-

misk optimale kvælstofnorm for både 2012 og 2017 med hver afgrødes areal i

2012. Ændring i den økonomisk optimale norm udgør da 18.900 ton N for de

6 år i perioden 2012-2017 ved en fastholdt afgrødefordeling og fastholdt dyr-

ket areal for 2012 (tabel 2.1.3). Det giver en årlig stigning i den økonomisk

optimale kvælstofnorm på 1,2 kg N/ha. Anvendes afgrødefordelingen for

2017 og med samme princip, at de økonomiske optimale normer for både 2012

og 2017 ganges med hver afgrødes areal i 2017, stiger den økonomisk optimale

norm lidt mere til i alt 19.500 ton N, men giver stadig ca. 1,2 kg N/ha. Disse

tal for udviklingen i den økonomiske optimale norm anvendes i afsnittet om

trend i udbytter og økonomisk optimal norm. Stigningen er større end antaget

i Jensen et al., 2016, som hovedsagligt skyldes, at beregningsmetoden til be-

stemmelse af den økonomisk optimale er ændret i perioden, hvor korrektion

for proteinindhold i korn er indarbejdet i den økonomisk optimale N norm.

Tabel 2.1.3.

Ændring i økonomisk optimal norm for det dyrkede areal i perioden 2012-2017. Data beregnet af AU, Bioscience.

Med dyrket areal 2012

Ændring i øk.opt norm 2012 og 2017 ganget med areal i 2012 (1.000 ton N)

Ændring i øk.opt norm 2012 og 2017 ganget med areal i 2012 (1.000 ton N/år)

Ændring i kg N/ha/år for dyrket areal i 2012

Ændring i kg N/ha/år for dyrket areal i 2017

Ændring i øk.opt norm 2012 og 2017 ganget med areal i 2017 (1.000 ton N)

Ændring i øk.opt norm 2012 og 2017 ganget med areal i 2017 (1.000 ton N/år)

Ændring i kg N/ha/år for dyrket areal i 2012

Ændring i kg N/ha/år for dyrket areal i 2017

18,9

3,2

1,18

1,22

Med dyrket areal 2017

19,5

3,3

1,26

1,21

Opgørelse af ikke forbrugt kvælstofnorm ud fra data fra gødningsregn-

skaberne

I dette afsnit gennemgås, i hvilket omfang landmændene anvender et kvæl-

stofforbrug, der svarer til kvælstofnormen, og om der er en udvikling i den

ikke forbrugte kvælstofnorm i perioden 2014-2018. Data er fra landmændenes

indberetning af gødningsregnskaber.

De økonomisk optimale gødningsnormer for korn, raps og foderafgrøder sti-

ger, hvis udbyttet stiger (se afsnit 3.11 om udvikling i udbytter og kvælstof-

norm) og er desuden, som nævnt oven for, påvirket af pris på gødning, korn

og protein. Men der er også en række andre elementer, som påvirker land-

mandens kvælstofnorm og forbruget af kvælstofgødning.

Kvælstofprognosen er en årlig korrektion af kvælstofkvoten, som landmændene

skal indregne i deres gødningsregnskaber. Kvælstofprognosen opgøres hvert

forår, og den baseres på den mængde af mineralsk kvælstof, der er tilbage i jor-

den efter vinteren. Har det været en forholdsvis våd vinter, vil der typisk være

meget lidt kvælstof tilbage, og landbruget får lov til at bruge mere kvælstof (po-

sitiv kvælstofprognose). Har det været en forholdsvis tør vinter, vil der til gen-

gæld være mere kvælstof tilbage end normalt, og landbruget har pligt jf. gødsk-

ningsloven til at bruge mindre kvælstof (negativ kvælstofprognose). I årene

2011-2018 har prognosen varieret fra 7.000 ton N som anbefalet mindre årlig til-

deling af kvælstofgødning til en mergødning på 11.000 ton N (tabel 2.1.4).

Før 2017 kunne landmænd øge deres kvælstofnorm, hvis de havde flere efter-

afgrøder end lovkravet. Samlet udløste flere efterafgrøder end lovkravet

4.500, 8.100 og 6.600 tons N ekstra kvælstofnorm i årene 2014, 2015 og 2016

(tabel 2.1.4). Fra 2017 bortfaldt denne mulighed.

Endvidere skal landbruget indregne en eftervirkning af de lovpligtige efter-

afgrøder, der udgør 17 og 25 kg N/ha på bedrifter, der anvender henholdsvis

under og over 80 kg N i organisk gødning. Eftervirkning af efterafgrøderne

udgør et fradrag i kvælstofkvoten på mellem ca. 7.000 og 13.500 ton N i årene

Tabel 2.1.4.

Kvælstofnorm indmeldt til gødningsregnskaberne, N-prognose, eftervirkning af efterafgrøder, øget og mindre kvæl-

stofnorm pga. flere eller for få efterafgrøder end lovkravet og kvælstofnorm efter disse førnævnte korrektioner (1.000 ton N) for

perioden 2014-2018 og ændring for 2017-2015 og 2018-2015.

Ændring

2014

Kvælstofnorm indmeldt i GR

N-prognose

Kvælstofnorm korr. for N-prognose

Øget norm pga. flere efterafgrøder

Kvælstofnorm korr. for N-prognose

og øget norm pga. efterafgrøder

Eftervirkning af efterafgrøder

Kvælstofnorm korr. For N-prognose, øget norm pga

efterafgrøde og eftervirkning af efterafgrøder

Træk i kvælstofnorm pga for få efterafgrøder

Kvælstofnorm korr. For N-prognosen, øget norm pga

flere efterafgrøder, eftervirkning af efterafgrøder og træk

i kvælstofnorm pga. for få efterafgrøder

373

404

433

413

371

2,8

372

1,2

403

0,8

431

1,4

411

1,9

0,3

0,8

364

358

13,5

396

7,2

422

8,8

403

7,2

-4,7

-6,3

368

4,5

2015

376

366

8,1

2016

414

403

6,6

2017

415

-7

422

2018

412

403

2015-2017

-17

-8,1

Ændring

2015-2018

-1

-8,1

2014-2018 (tabel 2.1.4). Hvis landmændene har færre efterafgrøder end lov-

kravet, bliver deres kvælstofnorm mindre. I perioden 2014-2018 blev der her-

ved trukket mellem 800 og 2.800 ton N (tabel 2.1.4).

I tabel 2.1.4 (linje 1) ses endvidere, hvor meget den oprindelige kvælstofnorm

har været før korrektion for elementerne N-prognosen (linje 2), den udløste

øgede kvælstofnorm ved flere efterafgrøder (linje 4), korrektion for eftervirk-

ning af efterafgrøder (linje 6) og træk i kvælstofnormen ved for få efterafgrø-

der end lovkravet (linje 8). Kvælstofnormen før disse korrektioner er øget med

60.000 ton N, fra 373.000 ton N i 2015 til 404.000 ton N i 2017 og øget med

40.000 ton N fra 2015 til 2018.

Tabel 2.1.5.

Kvælstofnorm og kvælstofforbrug opgjort som forbrug af handelsgødning og udnyttet husdyrgødning og anden or-

ganisk gødning samt ikke forbrugt kvælstofnorm og merforbrugt gødning indmeldt til gødningsregnskaberne i 2014-2018 (1.000

ton N).

2014

Kvælstofnorm indmeldt i GR

Kvælstofforbrug (handelsg. + udnyttet husdyrgødning og anden org. gødning)

Ikke-forbrugt kvælstofnorm

Mer-forbrugt gødning ift. norm

2015

376

359

2016

414

393

2017

415

387

2018

412

373

368

350

Af ovenstående fremgår, at det aktuelle totale forbrug af handelsgødning er

steget fra 210.000 ton N i 2015, det sidste år med underoptimale gødningsnor-

mer, til 223.500 ton N i 2018, hvor der gødes økonomisk optimalt, en forskel

på 13.500 ton N. I ”Revurdering af baseline” blev udfasning af de underopti-

male gødningsnormer vurderet til et øget forbrug af gødning på 69.000 ton N

baseret på afgrødefordelingen og det dyrkede areal i 2011 (Jensen et al., 2016).

Det lave gødningsforbrug i 2018 skyldes ændringer i de forskellige korrektio-

ner for N-prognose, øget eller mindre kvælstofnorm pga. flere eller for få ef-

terafgrøder samt efterafgrødernes eftervirkning og desuden et mindre tilfør-

sel pga. tørkebetinget lave udbytter. Desuden påvirker ændringer i afgrøde-

sammensætning, nedgang i det dyrkede areal og øget økologi den aktuelle

kvælstofnorm det enkelte år.

I næste afsnit analyseres, om landmændenes gødningsforbrug reelt udgør en

mindre andel af kvælstofnormen efter udfasning af de underoptimale normer

fra 2015.

Af tabel 2.1.5 fremgår, at den ikke-forbrugte kvælstofnorm for det dyrkede

areal udgør 21.000 ton N i 2014, 24.000 ton N i 2015 og stiger til 27.000 og

34.000 ton N i henholdsvis 2017 og 2018.

Reelt er det forventet, at der anvendes en mindre andel af kvælstofnormen i

2016-2018 end i 2015, idet planteavlere, der ikke får en ekstra pris for kornets

proteinindhold, men alene afregnes for selve kornet, som før nævnt har en

økonomisk optimal gødningsnorm, der ligger ca. 20 kg N/ha mindre end det,

de aktuelle proteinkorrigerede gødningsnormer giver ret til. Planteavlere

uden afregning for protein vil have et økonomisk incitament til at gøde ca. 20

kg N/ha under den proteinkorrigerede økonomisk optimale gødningsnorm.

Tabel 2.1.6.

Kvælstofnorm, forbrug af gødning (handelsgødning og udnyttet husdyrgødning og anden organisk gødning) og ikke

forbrugt kvælstof-norm for konventionelle og økologiske bedrifter i indmeldte data til gødningsregnskaberne for årene 2012-2018.

År

Konventionelle bedrifter

2012

2013

2014

2015

2016

2017

2018

Økologiske bedrifter

2012

2013

2014

2015

2016

2017

2018

Forskel 2015-2017

Konventionelle bedrifter

Økologiske bedrifter

Forskel 2015-2018

Konventionelle bedrifter

Økologiske bedrifter

-1,9

5,6

-7,6

0,6

7,1

9,5

-6,7

Kvælstofnorm

353

348

346

354

398

391

Forbrug af kvælstof

(1.000 ton N)

335

334

338

348

380

368

359

3,4

4,1

3,2

Ikke forbrugt kvælstofnorm

I de viste summer for kvælstofnorm og ikke-forbrugt norm indgår desuden en

væsentlig ændring for de økologiske brug. Tilsagn om Økologisk Areal-tilskud

(ØA) kræver, at bedriften er autoriseret økologisk eller har ansøgt om at blive

det senest ved tilsagnsperiodens begyndelse. Fra 2015 var det et krav, at en øko-

logisk bedrift maksimalt må anvende 100 kg udnyttet N/ha i gennemsnit for

alle bedriftens harmoniarealer og eventuelle ikke-økologiske arealer for at få

arealtilskud. Desuden gives et tillæg for reduceret kvælstoftilførsel på 500 kr.

pr. ha pr. år, såfremt der maximalt er 60 kg udnyttet N pr. ha i gennemsnit på

alle bedriftens harmoniarealer inklusiv også evt. ikke-økologiske arealer (Land-

brugsstyrelsen, 2017). De ændrede regler skal desuden ses i lyset af, at nogle

økologiske brug konverterede ikke-forbrugt kvælstofnorm til at have færre ef-

terafgrøder end lovkravet.

Med de nye regler for støtte har økologer ikke samme incitament som tidli-

gere til at anvende kvælstofnorm som alternativ til at etablere efterafgrøder.

Samlet betyder disse ændringer, at den ikke forbrugte kvælstofnorm for de

økologiske bedrifter blev 6.700-7.600 tons N mindre for de to år 2017 og 2018

ift. 2015. For konventionelle bedrifter steg den ikke forbrugte kvælstofnorm

med 9.500 og 18.000 tons N fra 2015 og til de to år henholdsvis 2017 og 2018

(tabel 2.1.8). Reelt er den fastsatte kvælstofnorm til de økologiske brug i gød-

ningsregnskaberne blevet 50 kg N/ha mindre, hvilket samlet giver en mindre

kvælstofnorm til de økologiske bedrifter på 12.100 ton N (245.000 ha ganget

med 50 kg N/ha (tabel 2.1.7).

Tabel 2.1.7.

Udvikling i kvælstofnorm, kvælstofforbrug og ikke forbrugt kvælstofnorm for økologiske brug i perioden 2012-2018

baseret på registreringer i gødningsregnskaberne.

Areal

(1.000 ha)

2012

2013

2014

2015

2016

2017

2018

Forskel 2018-2015

Mindre kvælstofnorm

Kvælstofnorm

(1000 t N)

24,0

23,1

21,5

22,1

15,6

22,7

20,2

12,1

Forbrug

(1000 t N)

12,3

11,9

11,3

11,1

12,0

18,2

16,6

Ikke forbrugt norm

(1000 t N)

11,7

11,2

10,1

10,8

3,4

4,1

3,2

Kvælstofnorm

(kg N/ha)

131

130

132

N-forbrug

(kg N/ha)

183

176

165

168

179

248

245

1 Kvælstofnormen er 50 kg N/ha mindre for 245.000 ha.

En opgørelse af underforbrug af kvælstofgødning i forhold til forskellige brugs-

typers gødningsnorm er vist i figur 2.1.3 for årene 2014-2017. Samlet anvendes

93-94 pct. af N-kvoten både før og efter det tilladte merforbrug af gødning ved-

taget med Fødevare- og landbrugspakken. Inden for de forskellige brugstyper

er der dog forskel på, hvor meget af N-kvoten bedrifterne anvender.

På under 5 % af arealet på svinebrug anvendes 10 kg N ha

-1

mindre end bedrif-

ternes kvote i 2014 og 2015 og stiger til ca. 10 % af arealet for denne brugstype i

2016 og 2017. Samlet anvender langt de fleste svinebrug deres gødningsnorm.

Plantebrug, der ikke anvender husdyrgødning, og kvægbrug anvender mindre

af deres gødningsnorm efter at normen er øget i 2016 og 2017. I disse to år an-

vendes 10 kg N ha

-1

mindre end bedrifternes kvote på ca. 20 pct. af deres areal.

Når en bedrift tilfører mindre gødning, end normen tillader, kan man også

sige, at bedriften har ”luft” i gødningsregnskabet. Det er naturligt, at der bru-

ges mindre gødning end normen tillader på plantebrug, da den tilladte norm

som før nævnt i dag er justeret for prisen på protein. Mange plantebrug sælger

deres korn uden at få afregning for proteinværdien. Derfor må disse plante-

brug reelt bruge mere gødning, end de økonomisk har behov for. Det er op til

den enkelte landmand at justere gødningsforbruget ift. bedriftens aktuelle

økonomisk optimale gødningsbehov. Af figur 2.1.3 ses desuden, at bedrifter,

der anvender mindre end 10 kg N/ha, og som indeholder de økologiske be-

drifter, har meget luft mellem deres forbrug og deres gødningsnorm i årene

2014 og 2015, og at denne forskel bliver meget mindre i 2016 og 2017, hvilket

er i overensstemmelse med opgørelsen i tabel 2.1.6.

Nyt udgangspunkt for mergødning ved udfasning af underoptimale normer

I Revurdering af baseline blev det med udgangspunkt i året 2011 beregnet en

mergødning for alle bedrifter på 73.500 ton N ved en udfasning af underopti-

male gødningsnormer, tallet fremgår af tabel 2.1.2. Af ovenstående gennem-

gang fremgår, at mergødningen er påvirket af afgrødefordelingen, det dyr-

kede areal og af, at de økonomisk optimale gødningsnormer stiger hvert år.

Derfor udgør forskellen mellem under- og økonomisk optimal gødningsnorm

for alle bedrifter 73.500 t N i 2011, 66.400 t N i 2012 og stiger til 80.900 ton N i

2015 (tabel 2.1.2).

Figur 2.1.3

Fordeling af det dyrkede areal for forskellige bedriftstyper efter over- og underforbrug af N-gødning i forhold til

bedrifternes N-kvote indmeldt til gødningsregnskaberne i 2014-2017. N-forbruget er opgjort som handelsgødnings-N plus

kravet til udnyttelse af N i husdyrgødning. Data er fra gødningsregsnkaberne.

Denne stigning i den økonomiske optimale norm bidrager til en øget mer-

gødning mellem under- og økonomisk optimal norm og bidrager derfor også

til at forklare, at forskellen mellem under- og økonomiske optimal norm stiger

til 80.900 ton N i 2015. Effekt på udvaskning af den årlige stigning i den øko-

nomiske optimale norm beregnes i nærværende opdatering af baseline sam-

men med effekt af en øget kvælstofoptagelse i udbytter. Den øgede økonomi-

ske optimale norm på de ca. 18.000 ton N for perioden 2012-2018 skal derfor

ikke medregnes to gange og indgår derfor ikke i effekten af den beregnede

mergødningen ved at udfase de underoptimale normer i nærværende opda-

tering af baseline.

I nærværende opdatering af baseline har vi valgt at tage udgangspunkt i den

beregnede mergødning for alle bedrifter i de to år 2011 og 2012 på henholdsvis

73.400 og 66.000 ton N (tabel 2.1.2). Argumentet for denne ændring er, som

før nævnt, at arealet med vinterkorn og vinterraps påvirker mergødningen.

Forskel mellem under- og optimal gødningsnorm for korn og vinterraps ud-

gør 45.400 ton N i 2011 og 40.000 ton N i 2012, en forskel på 5.400 ton N for de

to år 2011 og 2012. For græs i omdrift udgør de tilsvarende tal 15.200 og 13.800

ton N, en forskel på 1.400 ton N. Ændringer i gødningsnormer til græs giver

altså en mindre mergødning i 2012 end i 2011. Arealet med korn og græs i

omdrift er stort set ens i 2011 og 2012 (tabel 2.1.1).

Tabel 2.1.8.

Beregningsgrundlag for forventede mer-gødning anvendt af konventionelle be-

drifter ved udfasning af underoptimale gødningsnormer (1.000 ton N).

(1.000 ton N)

Aktuel reduceret grundnorm

Økonomisk optimal norm

Reduktionspct.

Mergødning, Øk. opt. minus grundnorm

Økologers ikke forbrugt mer-gødning

Mer-gødning konventionelle bedrifter

Konventionelle bedrifter

Øget ikke-anvendt norm fra 2015-2017 (tabel 2.2.8)

Forventet anvendt mer-gødning

9,5

59,2

9,5

52,2

2011

390,5

464,0

15,9

73,5

4,8

68,7

2012

379,6

446,0

14,9

66,4

4,5

61,7

Udfasning af de underoptimale gødningsnormer vil give et merforbrug af

gødning, der er større, hvis der tages udgangspunkt i 2011 fremfor i 2012.

Derfor har vi valgt at angive et interval for beregningen af mergødning mel-

lem de to år 2011 og 2012. Det giver et mere realistisk interval for arealforhold

mellem vår og vinterkorn/vinterraps frem for kun året 2011, hvor arealet med

vinterkorn var udsædvanlig stort.

Tages højde for, at økologiske bedrifter ikke anvender en øget norm ved op-

hør af under optimale normer, bliver mergødningen for konventionelle be-

drifter 68.700 ton N i 2011 og 61.700 ton N i 2012 (tabel 2.1.8).

Tabel 2.1.9.

Grundnorm og kvælstof kerneudbytte og forskel mellem disse (kg N/ha) for vårbyg og vinterhvede i perioden 2011-2018

2011

Vårbyg

Kvælstof grundnorm

Kvælstofudbytte i kerne

Kvælstofnorm minus kerneudbytte

Vinterhvede

Kvælstof grundnorm

Kvælstofudbytte i kerne

Kvælstofnorm minus kerneudbytte

161

162

107

159

110

153

106

153

106

183

115

189

124

197

109

170

109

2012

2013

2014

2015

2016

2017

2018

Middel

2011-2018

----------- -------------------------------------- kg N/ha ---------------------------------------------------

118

117

114

119

121

145

151

148

129

Tages desuden højde for, at de konventionelle bedrifter ikke anvender hele

gødningsnormen, vil mergødningen som følge af at udfase de underoptimale

gødningsnormer blive 9.500 tons N mindre (tabel 2.1.8). Mergødning udgør

da 59.200 ton i 2011 og 52.200 ton N i 2012, når de 9.500 ton N trækkes fra de

oven for nævnte henholdsvis 68.700 og 61.700 ton N.

Det er her valgt at anvende den beregnede ændring i ikke forbrugt gødning på

konventionelle bedrifter på 9.500 ton N for 2017 (tabel 2.1.6). Den højere æn-

dring i ikke forbrug gødning på konventionelle bedrifter for 2015-2018 på

18.000 ton N er primært påvirket af sommerens tørke, hvor landmændene for-

mentligt ikke udbragte den planlagte kvælstofgødning til vinterhvede og græs

(L. Knudsen, SEGES, pers. meddelelse).

Den højere kvælstofnorm til vinterkorn end til vårkorn og dermed øget forbrug

af kvælstofgødning betyder ikke nødvendigvis stor forskel i udvaskning af

kvælstof. Af tabel 2.1.9 ses, at gødningsnormen til vinterhvede er ca. 40 kg N/ha

højere end til vårbyg. Af den øgede norm høstes der 30 kg N/ha mere i kerne-

udbyttet fra vinterhvede end fra vårbyg. Høstudbytte i de enkelte år er fra Dan-

marks Statistik, og kvælstofindhold i kerne de enkelte år er fra Landsudvalg for

Svin (SEGES, 2011-2018). Da halmudbyttet generelt også vil være lidt større for

vinterhvede end fra vårbyg, forventes udvaskningen fra de to kornsorter at være

nogenlunde på samme niveau ved optimal forsyning med kvælstofgødning og

andre forhold lige. Dette støttes af upublicerede målinger af udvaskning i

GUDP-projektet VIRKN. Her var udvaskningen fra normalt sået vinterkorn som

gennemsnit for årene 2015/16 til 2017/18 målt til 39 kg N/ha ved Foulum og

Flakkebjerg. For vårbyg med ukrudt og spildkorn var udvaskningen 43 og 39 kg

N/ha for hhv. Foulum og Flakkebjerg (pers. meddelelse. E.M. Hansen).

2.2

Udvikling i husdyrholdet 2012-2018 og afledte effekter

på udvaskningen

Troels Kristensen, Peter Sørensen & Jørgen E. Olesen

Ved Revurderingen af baseline (Jensen et al., 2016) blev det konkluderet, at

den estimerede udvikling i husdyrholdet – malkekvæg og grise – frem til 2021

ikke skulle indregnes i baseline, men det blev også ”noteret”, at beregnin-

gerne har sandsynliggjort, at udviklingen i den animalske produktion kan

have afgørende indflydelse på baseline, hvorfor der senere i perioden frem

mod 2021 anbefales at lave en revurdering af fremskrivningen. Formålet med

dette kapitel er således at se på udviklingen i husdyrproduktionen siden 2012

og frem til 2018 for på det grundlag at estimere omfanget i 2021 og de heraf

afledte effekter på udvaskningen.

Udvikling i produktionsomfang

Baseret på Danmarks Statistik er i tabel 2.2.1 vist udviklingen i antal malkekøer

og søer i perioden fra 2012 til 2018. Bortset fra mindre årlige udsving er antal af

søer stabilt på omkring 1 mio. søer. Antal malkekøer i starten af perioden var

faldende, men er i de senere år let stigende, så antallet i 2018 kun er lidt lavere

end i 2012.

I den tilsvarende periode er den samlede mælkeproduktion steget med 699

mio. kg til 5694 mio. kg i 2018. Antages en tilsvarende udvikling, vil produk-

tionen af mælk i 2021 være over 6000 mio. kg. Inden for svineproduktionen er

der sket en ændring, hvor en større andel af griseproduktionen går til eksport,

primært i form af smågrise. I 2018 blev der eksporteret 14,6 mio. grise mod 9,6

mio. grise i 2012, samtidig faldt antallet af slagtesvin fra 19,4 mio. i 2012 til

17,9 mio. i 2018. Opgøres produktionen samlet for smågrise, der eksporteres,

og slagtesvin, der slagtes i Danmark, er svineproduktionen i antal steget fra

29 mio. til 32,6 mio. fra 2012 til 2018, mens der kun har været en begrænset

stigning i kg fra 1820 mio. kg til 1868 mio. kg.

Baseret på dette må der forventes en stagnation eller kun en svag stigning i

svineproduktionen målt i kg frem mod 2021, mens der kan forudsiges en stig-

ning i mælkeproduktionen til omkring 1000 mio. kg højere end i 2012 ud fra

en fremskrivning af udviklingen i perioden 2012 til 2018 i overensstemmelse

med trenden i en økonomisk baseret fremskrivning af Dejgaard (2017).

Tabel 2.2.1

Udvikling den animalske produktion i Danmark fra 2012 til 2018.

År

Malkekøer

Søer

1000 stk

2012

587

1011

2013

582

977

2014

562

1032

2015

561

1034

2016

571

999

2017

570

1014

2018

575

1045

Mælk

Slagtesvin

Smågrise eksport

Sl. og smågrise

Slagtesvin

Smågrise eksport

mio kg

1000 stk

4995

1587

233

1820

29047

19403

9644

5105

1569

241

1810

28996

18993

10003

5191

1576

272

1848

30002

18714

11288

5356

1565

290

1855

30874

18560

12314

5455

1544

300

1844

31660

18180

13480

5557

1496

302

1798

31662

17295

14367

5694

1548

320

1868

32558

17941

14617

Udviklingen i N ab dyr

Til vurdering af den afledte effekt på udvaskningen er i tabel 2.2.2 vist nor-

merne for udskillelse af N ab dyr (http://anis.au.dk/forskning/sektio-

ner/husdyrernaering-og-fysiologi/normtal/)

i henholdsvis 2012, 2015 og

2018 samt den samlede N udskillelse fra mælke- og svineproduktionen ud fra

antal dyr i tabel 2.2., idet det er antaget, at der er 1 stk. opdræt pr malkeko, og

at alle dyr er af tung race. Den stigende udskillelse pr ko skyldes stigningen i

den årlige mælkeproduktion per ko, mens den lavere udskillelse pr so skyldes

en højere fodereffektivitet trods et øget antal grise pr årsko. For slagtesvin er

afgangsvægten i perioden øget og dermed en højere udskillelse af N ab dyr.

Tabel 2.2.2.

Udviklingen i norm N udskillelse, kg N ab dyr årligt og samlet for kvæg og

svin i Danmark i 1.000 ton N.

År

N pr ko

N pr opdræt

N pr so

N pr smågris

N pr slagtesvin

N ab dyr, kvæg

N ab dyr, svin

N ab dyr, samlet

1.000 ton

2012

141

25,1

0,49

2,82

109

203

2015

146

24,8

0,47

2,93

107

201

2018

156

24,1

0,48

3,04

115

211

Sammenlignet Revurdering af baseline (Jensen et al.,2016) er den samlede pro-

duktion af N lidt lavere i 2012, 222 mio. kg i foregående revurdering mod 203

mio. kg ved denne beregning, hvilket skyldes forskelle i metoden, hvor Jensen

et al (2016) benyttede en modelberegning af to scenarier, og hvor der i nærvæ-

rende rapport regnes på det faktiske husdyrhold og norm N-udskillelse.

Med en forventning om fortsat stigning i mælkeproduktionen vil udskillelsen

af N ab dyr fra kvæg stige frem mod 2021, så den samlede mængde N ab dyr

vil være 10 -12 mio. ton N højere end i 2012. For svin vil der være samme eller

svagt faldende N ab dyr, såfremt effektivitets stigningen forsætter frem til 2021.

Samlet kan der derfor forventes en svag stigning på op til 10 mio. ton N, hvilket

svarer til estimatet i Jensen et al. (2016) i scenarier med uændret antal moderdyr.

Andet

I forhold til effekten på udvaskningen skal det også vurderes, hvor store tabene

er i kæden fra N ab dyr, til N tildeles afgrøderne. I tabel 2.2.3 er vist mængden

af husdyrrelateret N, der er tildelt afgrøderne ud fra oplysninger i gødnings-

regnskaberne, hvor året angiver høståret baseret på dyrkningsperioden fra 1.8

i foregående år til 31.7 i høståret. Mængderne kan således ikke direkte sammen-

lignes med mængder i tabel 2.2.2, hvor der udelukkende er regnet på malke-

kvæg og svin. Herudover der også er indregnet et tab fra stald og lager i gød-

ningsregnskaberne. Ligeledes vil der være betydelige mængder af N fra hen-

holdsvis kvæg og svin i andre kategorier end de to første linjer i tabel 2.2.3.

Tabel 2.2.3.

Udviklingen i mængden af N i husdyrgødning tildelt afgrøder ifølge indberettede gødningsregnskaber i perioden fra

2012 til 2017 (1.000 ton N) (data udtrukket fra Landbrugsstyrelsen 2019).

År

Kvæggylle

Svinegylle

Blandet gylle

Fast gødning

Ajle

Dybstrøelse

Afgasset biomasse

Minkgylle

Fjerkrægylle

Anden Husdyrgødning

I alt husdyr

2012

54,2

53,9

50,6

1,1

29,0

5,7

5,8

0,0

16,7

218,0

2013

50,5

49,2

56,3

0,8

0,9

28,0

6,7

5,4

0,0

15,3

213,1

2014

47,3

46,5

61,7

0,7

0,8

26,5

7,1

5,0

0,1

15,4

211,1

2015

44,9

45,5

71,4

0,5

0,8

26,7

8,4

2,1

0,0

15,5

215,9

2016

42,9

42,0

77,8

0,5

0,7

26,5

10,4

1,4

0,0

16,5

218,8

2017

39,4

38,5

81,9

0,5

0,6

25,6

13,1

1,3

0,0

16,3

217,2

Udviklingen i den samlede mængde af N fra husdyr viser en mindre reduk-

tion i starten af perioden og en stigning fra 2014 til 2017 i overensstemmelse

med udviklingen i tabel 2.2.2.

Konklusion

Mængden af N fra husdyrgødning, der i perioden fra 2012 til 2018 er tilført

landbrugsarealet i Danmark, har været på et stabilt niveau, dog med en stig-

ning på 6 mio. ton N siden 2014. Den forventede udvikling frem mod 2021

indikerer samme mængde af husdyrgødning eller et svagt stigende niveau.

Udviklingen i mængden af husdyrgødning ændrer ikke på konklusionen i

Jensen et al (2016), at udviklingen i husdyrholdet og den afledte effekt på ud-

vaskningen er af en størrelse, som usikkerheden taget i betragtning ikke skal

indregnes i baseline. Hertil skal nævnes, at udvikling i det ikke udnyttede

kvælstof i husdyrgødning kompenseres af husdyrefterafgrøder, se kap 3.7

Miljøgodkendelser og husdyrregulering.

2.3

Udvikling i markbalancer og tabsposter

Gitte Blicher-Mathiesen og Finn P. Vinther

For at belyse tabspotentialet for kvælstof i forbindelse med landbrugsproduk-

tion er N markbalancen opgjort som tilført minus fraført kvælstof for det dyr-

kede areal fra landbrugets marker både for hele landet og i landovervågnings-

oplandene. Tilført kvælstof består i denne sammenhæng af tildelt kvælstof

med handelsgødning og husdyrgødning, anden organisk gødning, samt

kvælstoffiksering, tilført såsæd og atmosfærisk deposition. Fraført kvælstof

udgøres af fjernet kvælstof med høstede afgrøder. Opgørelsesmetoder er be-

skrevet i landovervågningsrapporten (Blicher-Mathiesen et al., 2019).

Ses på 2017, udgjorde høstet kvælstof 316.700 tons N og var hermed 18.000 ton

N højere end i 2015 og den højeste kvælstofhøst siden 1991. Markbalancen var

10.000 ton N højere i 2017 end i året 2015.

Tabel 2.3.1.

Markbalance samt tabsposterne ammoniakfordampning ved udbringning af husdyrgødning og denitrifikation i rod-

zonen opgjort for det dyrkede areal (1.000 ton N) for perioden 2012-2018. Desuden beregnet udvaskningseffekt af efterafgrøder

og alternativer.

2012

Handelsgødning GR

Husdyrgødning GR

Anden organisk gødning GR

Såsæd

N-fiksering

N deposition-landbrug

Tilført GR

Høstet N

N-markoverskud dyrket areal

Ammoniakfordampning ved udbringning af husdyrgødning og

afgræsning

Denitrifikation

Netto markbalance

Udvaskningseffekt af efterafgrøder

Netto markbalance minus for udvaskningseffekt af efterafgrøder

1 data fra emissionsopgørelse Nielsen et al. (2019)

167

8,8

168

162

152

158

146

169

155

197

184

179

165

214

200

198

220

6,8

5,3

519

301

218

2013

199

215

7,0

5,3

504

292

213

2014

203

212

6,8

5,2

510

302

209

2015

210

216

7,2

5,3

519

299

220

2016

242

219

7,8

5,3

555

308

248

2017

237

218

8,0

5,2

547

317

230

2018

224

6,9

5,2

527

261

265

Samlet er overskuddet i markbalancen steget fra 218.000 tons N i 2012 til 230.000

og 265.000 tons N i 2017 og 2018 (tabel 2.3.1). Markbalancen er særlig stor i 2018,

idet kvælstof i de høstede afgrøder var 52.000 tons N mindre end i 2017 grundet

tørke, som gav meget lave høstudbytter. I 2016 blev der høstet 9.000 tons mere

kvælstof end i 2015, sidst nævnte år var det sidste år med underoptimale gød-

ningsnormer, og markbalancen steg med 18.000 ton N mellem disse to år.

Et øget markoverskud grundet øget kvælstofforbrug forventes ikke at slå fuldt

igennem på udvaskningen det første år. Den højere kvælstofoptagelse i afgrø-

derne ses af den høstede overjordiske biomasse, men også i afgrødernes rødder

vil der være optaget mere kvælstof end i årene med underoptimale gødnings-

normer. Det optagene kvælstof i den underjordiske biomasse vil med tiden blive

omsat og give anledning til udvaskning eller øget kvælstofoptagelse i afgrøder.

Tidshorisont for udvaskning af organisk bundet materiale omtales i afsnit 2.6.

Det ekstremt lave høstudbytte i 2018 forventes derimod at give en stor mer-

udvaskning inden for en relativ kortere tidshorisont. Netop i et år med lave

udbytter forventes efterafgrøder etableret rettidigt at øge kvælstofoptagelse i

efteråret og herved bidrage til at forsinke merudvaskning fra den lavere høst.

Mer-udvaskning som følge af det øgede gødningsforbrug ved at udfase de

underoptimale gødningsnormer blev søgt kompenseret af målrettede efteraf-

grøder. Efterafgrøder opsamler nitrat om efteråret, som ellers ville blive ud-

vasket ved overskudsnedbør. Effekten af efterafgrøder er her beregnet som 33

kg N/ha. I tabel 2.3.1 er nettomarkbalancen opgjort som markbalancen minus

ammoniakfordampning ved udbringning af husdyrgødning og en opgjort de-

nitrifikation beregnet med den empiriske model SimDen (Vinther og Hansen,

2004). Ammoniakfordampning ved udbringning af husdyrgødning er fra den

nationale emissionsopgørelse (Nielsen et al., 2019). Nettomarkbalancen falder

fra 168.000 tons N i 2012 til 155.000 tons N i 2015. Faldet skyldes primært et

større indberette areal med efterafgrøder, som især skyldes, at 2015 var det

første år med MFO krav. Indberetningen af MFO efterafgrøder var ikke præ-

ciseret ift., hvor mange af efterafgrøderne, der var planlagt, og hvor mange,

der reelt blev etableret. Derfor er der en vis usikkerhed knyttet til netop area-

let med efterafgrøder i 2015 og derfor også til, om markbalancen reelt faldt

med de opgjorte tons N i perioden 2012-2015.

Bedriftsbalancer og NH

-fordampning fra stald og lager

Til sammenligning med markbalancerne beskrevet ovenfor er der her et kort

uddrag fra de nationale næringsstofbalancer samt et estimat af NH

-fordamp-

ning fra stald og lager. Bedriftsoverskuddet beregnes her som differencen

mellem input og output på ”bedriften”, hvor der med bedriften menes den

samlede landbrugssektor (Vinther & Olsen, 2019).

Uddrag af bedriftsbalancerne for kvælstof er vist i tabel 2.3.2 og figur 2.3.1 for

driftsårene 2006/07-2017/18. For en mere detaljeret beskrivelse henvises til

Vinther & Olsen (2019).

I figur 2.3.1 er kvælstofoverskuddet for driftsårene fra 2006/07 til 2017/18 vist

pr. år sammen med det årlige forbrug af handelsgødning fra gødningsregnska-

berne. Det ses her, at udviklingen i overskuddet de senere år forløber helt pa-

rallelt med forbruget af handelsgødning. Figur 2.3.1 viser endvidere udviklin-

gen i markoverskuddet for det dyrkede areal (Blicher-Mathiesen et al., 2019).

Figur 2.3.1.

Udviklingen i det år-

lige bedriftsoverskud (Vinther &

Olsen, 2019) og markoverskud

for det dyrkede areal (Blicher-Ma-

thiesen et al., 2019) for drifts-

årene 2006/07-2017/18.

Forskellen mellem bedriftsbalancen og markbalancen kan ud fra data vist i

figur 2.3.1 beregnes til i gennemsnit for perioden 2006/07-2017/18 at være

46.000 tons N. En stor del af forskellen skyldes ammoniakfordampning fra

stald og lager, som ikke er en tabspost i markbalancen, og som er angivet til

ca. 30.000 ton N i beregninger gennemført for Danmarks emissionsopgørelser

(Nielsen et al., 2019). Der foregår desuden et konserveringstab i foder og en

denitrifikation i gødning under opbevaring. Disse to poster er tidligere op-

gjort til 4.500 og 3.600 ton N for 1998/99 i Kyllingsbæk et al. (2000). Forskelen

mellem mark og bedriftsbalancen ligger derfor inden for et forventeligt ni-

veau taget i betragtning, at der er tilknyttet en vis usikkerheder i opgørelsen

af de enkelte poster i både mark og bedriftsbalancen.

Tabel 2.3.2.

Kvælstofbalancer (bedriftsbalancer) for driftsårene 2006/07-2017/18.

Tilførsel

Gødning1,

atmosfære Indkøbte fo-

og N-fikse- der-midler

ring

Fraførsel

Kvælstofoverskud

Driftsår

I alt

Vegetabilske

produkter2

Animalske

produkter

I alt

Årlig

3 års gns.

--------------------------------- (1.000 tons N )---------------------------------

2006/07

2007/08

2008/09

2009/10

2010/11

2011/12

2012/13

2013/14

2014/15

2015/16

2016/17

2017/18

246(184)

268(202)

278(205)

281(209)

270(198)

277(204)

269(198)

268(199)

272(203)

279(210)

311(242)

209

207

177

175

190

174

183

182

193

180

456

474

450

457

460

451

453

450

454

472

491

117

121

114

115

117

119

115

116

117

119

110

168

190

205

198

180

187

192

186

202

198

180

288

284

246

259

280

264

260

264

252

273

311

284

283

273

263

262

268

263

259

263

279

309(237)

190

499

120

206

293

292

1 handelsgødning, organisk affald, slam og lign.; ikke husdyrgødning. Forbrug af handelsgødning (Gødningsregnskaberne) er

vist i parentes.

2.4

Sædskifte og udvaskning

Gitte Blicher-Mathiesen

Udvikling i det dyrkede areal for 2011-2018 viste et øget areal med bælgsæd

og brak og et mindre areal med græs i omdrift (se afsnit 2.1). I dette afsnit

beskrives, hvad sædskiftet kan betyde for udvaskningen. I figur 2.4.1 er vist

den gennemsnitlige kvælstofudvaskningen fra forskellige sædskiftekombina-

tioner. Udvaskning er målt i på jordvandsstationer i Landovervågningen i pe-

rioden 1991-2014. I opgørelsen er de tilfælde, hvor der er givet husdyrgødning

om efteråret, ikke medtaget. Af figuren ses, at der er forholdsvis lav udvask-

ning fra græs, og når der er en græs efterafgrøde efter korn og majs. Høj ud-

vaskning ses for bælgsæd, korn efterfulgt af bar jord, vinterkorn og majs, når

begge dyrkes efter ompløjet fodergræs. Når græs afgræsses, ses også en lidt

højere udvaskning, end hvis der kun dyrkes slet græs. Udvaskningsniveauet

kan ikke direkte sammenlignes mellem de viste afgrødekombinationer, idet

græs og majs især dyrkes på sandjord i Syd og Nordjylland, hvor der er høj

nedbør, mens korn og sukkerroer især dyrkes på lerjord i LOOP 1, 3 og 4 hen-

holdsvis Østjylland, Fyn og Lolland, hvor der forekommer forholdsvis min-

dre nedbør. Derfor er perkolationen vist på den samme figur.

I nærværende opdatering af baseline har det ikke været muligt i detaljer at

opgøre effekt af ændringer i arealanvendelse, f.eks. effekt af det øgede areal

med bælgsæd og brak. En fuldkommen beregning af vekselvirkning mellem

gødning, afgrødefordeling og virkemidlerne beskrevet i denne opdatering af

baseline vil kræve en mere detaljeret modelberegning af kvælstofudvaskning

for hele landet, hvor de viste afgrødekombination i figur 2.4.1 bl.a. skal indgå.

Dyrkningselementer, som ikke indgår i denne opdatering af baseline, men

som evt. kan påvirke udvaskning, er: ændrede dyrkningsbetinger i efteråret

med indførelse af Miljø Fokus Områder (MFO) og øgede krav til målrettede

efterafgrøder, øget grad af pløjefri dyrkning, ændrede så-tidspunkter og

bedre planteværn. Der er i denne opdatering af baseline indlagt en trend i

udbytter, som forventes at forekomme både som følge af bedre og mere effek-

tive afgrødesorter, men også som følge af generelle forbedringer i dyrknings-

betingelser.

Figur 2.4.1.

Udvaskning af kvælstof for sædskiftekombinationer opgjort for målte udvaskningsdata fra landovervågningen (Bli-

cher-Mathiesen et al., 2019).

2.5

Tidshorisont og tidsforsinkelse for hvornår ændringer kan

måles i vandløb

Gitte Blicher-Mathiesen og Peter Sørensen

Indledning

Baselineopgørelsen giver en prognose for effekt af allerede vedtagne virke-

midler på reduktion i kvælstofudvaskning fra rodzonen. Dog beregnes effekt

af vådområder som en reduktion i kvælstofudledning til nærmeste recipient.

Men alle virkemidler virker ikke 100 pct., dagen efter de er implementeret. Æn-

dringer i landbrugspraksis og gødningsforbrug påvirker afgrødevæksten, og

efter høst vil optaget kvælstof i den underjordiske biomasse efter ompløjning

blive omsat over tid og vil i de efterfølgende år give anledning til kvælstofud-

vaskning i perioder med afstrømning. Udvaskning af dette kvælstof vil især

ske, hvis der ikke vokser efterafgrøder, fodergræs, vinterraps eller vinterkorn,

som vil kunne optage noget af den omsatte kvælstof i det tidlige efterår.

I dette afsnit beskrives:

i. Den tidshorisont, der forventes at gå fra der sker en ændring, der skal re-

ducere kvælstofudvaskningen på dyrkningsfladen, til den tid vi forventer

der går, inden den angivne effekt slår igennem på kvælstofudvaskning fra

rodzonen og

ii. Den naturgivne tidforsinkelse, der sker i kvælstofs transport fra bunden af

rodzonen til vandløb.

Begge tidsaspekter giver en naturlig forklaring på, at den samlede effekt i

baseline ikke kan forventes at ske i slutåret 2021, hverken på udvaskning fra

rodzonen eller i udledning af kvælstof til kystvande. I baseline beskrives de

virkemidler, der forventes at blive implementeret i baselineårene 2013-2021,

men selve effekten på kvælstofudvaskning og udledning til kystvande vil

have en tidshorisont, der rækker længere end slutåret 2021.

Tidshorisont for angivet effekt af virkemidler på dyrkningsfladen

Omsætning af organisk stof i jorden er en proces, der tager tid. Organisk bundet

kvælstof, der tilføres jorden, f.eks. med husdyrgødning, frigives gradvist over en

længere årrække. Det har naturligvis betydning for, hvornår der kan ske nitrat-

udvaskning fra den tilførte organiske gødning. Sørensen et al. (2017) har udvik-

let en simpel empirisk baseret model, der beskriver nettomineraliseringen fra

organisk bundet N i svine- og kvæggylle i de første år efter tilførslen (tabel 2.5.1).

Efter de første 5 år er mineraliseringen langsom og på niveau med øvrigt orga-

nisk bundet N i jorden. I tabel 2.5.1 er antaget en årlig mineraliseringsrate fra

den resterende N mængde i jorden på 2 % per år i år 5 til 10. Det betyder, at der

efter 10 år samlet er frigivet ca. 56 % fra kvæggylle og ca. 75 % fra svinegylle.

En række andre virkemidler har også betydning for input af organisk stof til

jorden og dermed ændringer i puljen af organisk kvælstof i jorden. Det gælder

bl.a. dyrkning af græs, efterafgrøder og energiafgrøder. Tidshorisonten for ef-

fekten heraf varierer med kvaliteten af det organiske stof, der indgår, og der-

med hvor hurtigt mineraliseringen foregår. F.eks. kan der for nogle typer ef-

terafgrøde være en mineralisering på omkring 50 % inden for det første år,

mens mineraliseringen er langsommere for andre typer efterafgrøder (Thom-

sen et al. 2016). Andre organiske input har en N-mineralisering, der mere lig-

ner den for organisk N i husdyrgødning.

Tabel 2.5.1.

Kumuleret netto-mineralisering af organisk bundet kvælstof i svine- og kvæggylle i de første 5 år efter tilførslen

ifølge model beskrevet af Sørensen et al (2017), samt forventet mineralisering efter 10 år.

År

Mineralisering af organisk N i kvæggylle %

Mineralisering af organisk N i svinegylle %

Kulstof og organisk bundet kvælstof fra husdyrgødning og ændringer i orga-

nisk input, der stabiliseres i jorden, bidrager til jordens samlede pulje af orga-

nisk stof, der er vigtig for at opretholde en frugtbar jord med gode dyrknings-

egenskaber. Det er ikke muligt at kvantificere denne effekt, men det må for-

ventes, at en frugtbar jord bidrager til dybere rodvækst, der også kan bidrage

til en reduktion af kvælstofudvaskningen. Der tages ikke hensyn til denne ef-

fekt ved beregning af kvælstofudvaskningen, da der ikke findes noget godt

grundlag for at estimere effekten.

Tidsforsinkelsen mellem rodzone og vandløb

Data fra landovervågningen viser, at drænede oplande naturligt har en hurtig

transportvej fra mark til vandløb (Blicher-Mathiesen et al., 2019). Her bidrager

den overfladenære transportvej bl.a. via dræn forholdsvis meget til vandløbs-

transport af kvælstof (figur 2.5.1). Modsat er det i ikkedrænede oplande, der

som oftest også er domineret af sandjord. Her varer denne transportvej læn-

gere tid, idet den overfladenære transportvej er forholdsvis mindre, og en

større del af vandet tilføres vandløbet igennem grundvandet.

Figur 2.5.1

Skematisering af kvælstofkredsløbet i henholdsvis dyrkede lerjords- og sandjordsoplande samt for naturoplande for

årene 2013/14-2017/18. Kvælstofbalancen er fra interviewundersøgelsen 2013-2017, mens udvaskningen er NLES4-modelbe-

regnet for alle marker i oplandene, hvor der i beregningen er kompenseret for, at klimaet varierer fra år til år. Vandløbstransport

for oplandene er korrigeret for spildevandsudledning, dvs. transporten repræsenterer den diffuse udledning fra dyrkede arealer

inkl. spredt bebyggelse og baggrundsbidrag (Blicher-Mathiesen et al., 2019).

I lerjordsdominerede oplande afstrømmer en betydelig andel af det nedsivende

vand til vandløb via overfladenær afstrømning. Afstrømningen via dræn sker

hurtigt, og i løbet af et par år vil en betydelig del af det vand, der forlader rod-

zonen, være nået ud til vandløbet. En effekt af reduceret kvælstofudvaskning

fra rodzonen vil derfor inden for få år kunne måles i lerjordsområder. I en op-

landsmodellering for Odense Fjord viste partikelbaneanalyser, at en ændret

kvælstofudvaskning relativt hurtigt kunne spores i vandløbene i oplande (Ni-

elsen et al., 2004). De første ændringer kan spores i løbet af få måneder, 75 % af

en ændring vil kunne ses inden for 2 år, men næsten alt kvælstof, der ikke re-

duceres i grundvandet, når frem til vandløbet i løbet af 4 år.

I sandjordsdominerede oplande sker afstrømningen til vandløb for en stor dels

vedkommende gennem grundvand. Der vil typisk gå 12-15 år, inden ca. halv-

delen af det vand, der forlader rodzonen, når ud til vandløbet, men da en stor

del af det ældste grundvand er reduceret og kvælstoffet derfor fjernet, vil det

kvælstof, der strømmer til vandløb, have en kortere transporttid end den trans-

porttid, der kan opgøres for hele grundvandsmængden.

I en oplandsmodellering for kvælstofbelastning af Nissum Fjord blev der be-

regnet en reduktion mellem rodzone og vandløb på 76%., samt at ca. 67 % af

en ændring i kvælstofbelastningen vil kunne registres i vandløbet i løbet af 3

år, mens knap 80 % af en ændring vil kunne registres inden for 10 år (aflæst

på figur 21, side 6-21 i DHI, 2006). For nogle oplande tager det meget længere

tid for vand og kvælstof at strømme fra rodzonen til vandløb. Eksempler

herpå er oplandet til Mariager Fjord, hvor vandet i vandløbet formentlig i

gennemsnit er 20-30 år gammelt (Wiggers et al., 2002).

Figur 2.5.2.

Alder af det iltede grundvand når 75 pct. (kort t.v.) og 95 pct. (kort t.h.) af det tiltede grundvand er strømmet til

vandløb for id15 oplande (topografiske oplande (polygoner) med en størrelse på ca. 1500 ha) (baseret på data fra Kvælstofmo-

dellen i Højberg et al., 2015).

Den nationale kvælstofmodel er blevet anvendt til at beregne alder for det

oxiderede vand i vandløb og dermed for det vand, der bærer kvælstof frem

til overfladevand og senere til kystvande (Højbjerg et al., 2015). I nogle op-

lande tager det mere end 8 år for vandet nå fra rodzonen til vandløbsoplande,

men denne relative lange transportvej ligger især i Himmerland og på Djurs-

land (figur 2.5.2). Oplande med en hurtig transport fra mark til vandløb på 1-

2 år udgør bl.a. kystnære oplande med afstrømning til østvendte fjorde i Jyl-

land og nord for Limfjorden i det vestlige hjørne omkring Thisted.

Transportvejen fra rodzone til kystvande betyder, at der ikke vil kunne regi-

stres den fulde respons i kvælstofudledning i kystvande i det samme afstrøm-

ningsår, som der kan registres en ændring i udvaskning fra rodzonen. Der er

simpelthen nogle naturgivne forhold, der betyder, at der sker en vis forsin-

kelse. Dog kommer 75 pct. af det iltede grundvand inden for 1-4 år, mens

transportvejen for de næste 20 pct. tager længere tid. Der skal dog tages det

forbehold, at beregningerne er modelberegnet, og netop de lange tidsforsin-

kelser har været svære at kalibrere i modellen (Pers. medd. A.L. Højberg).

Regionale forskel i tidsserie for udledning af total kvælstof og nitrat er vist for

fem regioner i Danmark i figur 2.5.3. Af figuren fremgår, at der mellem de fem

regioner er stor forskel i år til år variationen i de viste afstrømningsvægtede

koncentrationer opgjort for 77 havbelastningsstationer. Der er størst år til år

variation i de to regioner Fyn og Sjælland, begge regioner hvor drænafstrøm-

ning vil påvirke de målte koncentrationer. For Nordjylland, som har den stør-

ste tidsforsinkelse mellem rodzone og vandløb (se figur 2.5.2), ses et kontinu-

ert fald i nitratkoncentrationen i hele perioden 1990/91-2017/18, mens faldet

for de øvrige regioner aftage efter 2005/06. For de sidste 10 år ses desuden et

større fald i den afstrømningsvægtede koncentration af nitrat end i total kvæl-

stof, hvilket skyldes, at total kvælstof ikke er målt med den samme metode i

hele perioden, primært i perioden 2009-2015 (Thodsen et al., 2019).

Regionale opgørelser af den afstrømningsvægtede total kvælstof- og nitrat-

koncentration i det afstrømmende vand til kystvande for målte oplande viser,

at netop år til år variationen er stor i de to regioner Fyn og Sjælland, og at

ændringer i disse koncentrationer derfor bør ses over en årrække ift. at kunne

evaluere virkemidlers effekt på kvælstofudledning til kystvande. Særligt når

også klima som nedbør og temperatur kan betyde store år til år variationer.

Figur 2.5.3.

Afstrømningsvægtet koncentration af total kvælstof og nitrat opgjort for 77 målte havstationer med en fuldstændig

tidsserie for begge koncentrationer og vist for fem regioner i Danmark (t.v. og øverst). Data er opgjort for hydrologiske år, 1.juni

til 31. maj, for perioden 1990/91-2017/18. Oplande med data for de opgjorte målestationer er vist med mørke farver på kortet.

Tilførslen af kvælstof til kystvand kan ud over ændringer i landbrugets gød-

ningsudnyttelse og dyrkningsforhold også være påvirket af ændringer i nedbør

og temperatur. I figur 2.5.4 vises en scenarieberegning for, hvor meget ændrin-

gen i kvælstofmarkoverskud, nedbør og temperatur kan påvirke den afstrøm-

ningsvægtede total N koncentration i det afstrømmende vand til kystvande. Be-

regningen er gennemført med den model, der i NOVANA anvendes til bereg-

ning af kvælstofudledning til kystvand for umålte oplande (Windolf et al.,

2011). Scenarieberegningen viser, at alene ændringer i nedbør og temperatur

medfører at den afstrømningsvægtede total N koncentration stiger i årene

2011/12 til 2015/16. I denne beregning er markoverskuddet holdt konstant på

et gennemsnit for den viste periode 1990/91 til 2017/18. Koncentrationen falder

dog forventelig mere i scenariet, hvor det kun er markoverskuddet og dyrk-

ningsgraden, der varierer og hvor nedbør og temperatur er holdt konstant på

et månedsgennemsnit, igen for den viste periode 1990/91 til 2017/18.

Figur 2.5.4.

Scenarieberegning

af hvordan ændringer i de to pa-

rametre kvælstof markoverskud

og dyrkningsgrad samt de to kli-

mavariable nedbør og temperatur

kan påvirke den afstrømnings-

vægtede total N koncentration i

det afstrømmende vand til kyst-

vande for hydrologiske år (1. juni-

31. maj) i perioden 1990/91-

2017/18.

2.6

Forbehold og usikkerheder i forbindelse med opgørelse af

kvælstofudvaskning og ændringer på landsplan samt

hovedvandoplande

Baseline udgør en samlet fremskrivning af udviklingen i landbrugets produk-

tionsforhold, virkemidler og mulige effekter af internationalt vedtagne konven-

tioner, altså en fremskrivning eller prognose for de virkemidler, der tænkes im-

plementeret frem til og med 2021. Den fulde effekt af virkemidlerne på rodzo-

neudvaskning vil ske med en vis tidsforsinkelse, og det giver sig selv, at effek-

ten af baseline ikke vil have den estimerede effekt på kvælstofudledningen til

kystvand inden for baselineperioden og ej heller med ligelig fordeling over

årene. Prognosen for virkemidler kan være behæftet med betydelig usikkerhed,

særligt hvor effekten er afhængig af internationale økonomiske konjunkturer

og andre landes opfyldelse af konventioner.

Som nævnt i indledningen er det vanskeligt at adskille effekt af virkemidler

fra effekter af den generelle udvikling i landbruget, f.eks. effekt af mergød-

ning ved udfasning af underoptimale normer og den generelle trend i gød-

ningsnormerne. Alligevel er der i nærværende opdatering af baseline forsøgt

at adskille effekten af de forskellige dyrkningselementer.

For hvert virkemiddel består effektvurderingen dels af virkemidlets udbre-

delse samt selve vurderingen af ændring i udvaskning. Udbredelse af virke-

midlet kan være baseret på arealer, f.eks. nedgang i det dyrkede areal, areal

med økologisk dyrkning, areal med konventionel græs eller areal med ener-

giafgrøder. For perioden 2013-2018 er disse baseret på landmændenes indbe-

retning til enkelt- eller grundbetalingen, og hvor disse arealer danner grund-

laget for den af AU udarbejdede prognose for perioden 2019-2021. For biogas

og husdyrgodkendelse er grundlaget forbruget af husdyrgødning og andel af

denne, der bioforgasses. Trend i udbytter og i gødningsnormen er baseret på

analyse af eksisterende data fra 1990 og frem eller alene for baselineperioden.

Effektvurdering af ændring i udvaskning er baseret på det eksisterende vi-

dens grundlag. Dette omfatter gennemførte målinger fra forsøg primært un-

der danske forhold. De anvendte forsøgsdata vil ofte være ret begrænsede i

antal og i geografisk eller tidsmæssig udstrækning. Forsøgsdata vil derfor

ikke i alle henseender være fuldstændig repræsentativt dækkende ift. en op-

skallering til hele landet eller til de 23 hovedvandoplande. De anvendte for-

søgsdata er dog det bedst mulige eksisterende faglige grundlag for den frem-

komne effektvurdering.

For enkelte af virkemidlerne anvendes modelberegninger. Det gælder for æn-

dring i atmosfærisk kvælstofdeposition og effekt af øget forbrug af handels-

gødning ved udfasning af de underoptimale gødningsnormer. Det har ikke

været muligt at anvende den opdaterede empiriske udvaskningsmodel

NLES5, og der er derfor anvendt samme NLES4 model som i Revurderingen

af baseline 2021. Den nye NLES5 model er usikkerhedsvurderet og valideret

på uafhængige måledata, og marginaludvaskningen er specielt kalibreret på

forsøgsdata fra forsøg med tilførsel af stigende N mængde (Børgesen et al.,

2020). Den gennemsnitlige marginaludvaskning på landsplan ved N tilførsel

omkring normen i NLES4 modellen er estimeret til 18 % med en 5 årig tids-

horisont, mens NLES5 estimerer en gennemsnitlig marginaludvaskning på 17

% med en 3-årig tidshorisont. Usikkerheden på marginaludvaskningen i

NLES5, angivet som standardafvigelse, er estimeret til 2,6 % point (Børgesen

et al., 2020). Det betyder, at forskellen i estimater på marginaludvaskningen

med de to modeller ligger inden for usikkerheden på modellen. I forhold til

den 3-årige marginaludvaskning, der beregnes med NLES5, har Sørensen et

al. (2019) vurderet, at der sker en yderligere marginaludvaskning på i alt 1-2

% point i år 4-10 efter en tilførsel af mineralsk N.

I effektvurderingen af de enkelte virkemidler er der taget hensyn til, at effek-

ten vurderes at være indtruffet inden for en afgrænset tidshorisont på 5-10 år.

Det betyder, at en del af effekten for de implementerede virkemidler eller æn-

dringer i dyrkningsforhold må forventes først at påvirke udvaskningen og

dermed kvælstofudledningen til kystvande efter 2021.

Det har ikke været muligt at gennemføre aktuelle usikkerhedsberegninger for

effektvurderingen af de enkelte virkemidler, da datagrundlaget hertil har væ-

ret begrænset af antallet af forsøg, der kunne indgå i den type beregninger.

Der er derimod angivet et interval for udvaskningseffekten, hvor dette har

været muligt.

Den regionale fordeling af virkemidlernes effekt på de 23 hovedvandoplande

er baseret på vandoplandenes aktuelle arealer, en fordeling af arealer eller det

opgjorte forbrug af gødning baseret på landmændenes indberetning til enten

enkelt- eller grundbetalingen eller fra gødningsregnskaberne. For perioden

2019-2021 har AU opgjort en prognose for disse arealer eller forbrug af gød-

ning baseret på enten trend eller data for det sidste opgjort aktuelle år 2017

eller 2018. Det giver sig selv, at der er større usikkerhed på de sidste tre prog-

noseår, 2019-2021, hvor data er baseret på en prognose frem for perioden

2013-2018, hvor der ofte har været aktuelle data at baseret opgørelserne på.

Virkemidler, udvikling og effekt 2013-

2017/18 og fremskrivning til 2021

3.1

Teknisk Justering (effekt af nedgangen i det dyrkede

areal)

Gitte Blicher-Mathiesen

Størrelsen af det dyrkede areal er ikke konstant, men bliver gradvis mindre.

Det skyldes, at landbrugsarealer inddrages til skovrejsning, byudvikling og

infrastruktur som f.eks. motorveje. Landbrugsareal er her defineret som det

areal, der får landbrugsstøtte, men hvor arealer, hvorpå der dyrkes juletræ,

også indgår.

Den tekniske justering af normsystemet i Grøn Vækstaftalen betød, at gød-

ningsnormen for hele landet blev korrigeret i forhold til nedgangen i land-

brugsarealet. Herved blev der trukket gødning ud af gødningsnormen, der

svarer til forbruget for det landbrugsareal, der er overgået til en anden areal-

anvendelse. For årene 2013, 2014 og 2015 blev der trukket kvælstof ud for en

årlig nedgang på 10.000 ha. De 10.000 ha var baseret på en tidligere beregning,

der blev gennemført på landbrugsdata for årene 1980-2004 fra Danmarks Sta-

tistik. Derfor anvendes de 30.000 ha som nedgangen i landbrugsarealet for de

tre år 2013-2015.

Med Fødevare- og landbrugspakken blev de reducerede gødningsnormer op-

hævet, og derfor er det ikke længere relevant med en teknisk justering af lands-

posen for kvælstof. Nedgang i det dyrkede areal beregnes som den aktuelle æn-

dring for årene 2013-2018, mens trend for ændring i det dyrkede areal for peri-

oden 2019-2021 er beregnet som en prognose estimeret på baggrund af nedgan-

gen i det dyrkede areal perioden 2008-2018, en nedgang på gennemsnitlig

12.221 ha pr. år (figur 3.1.1). Samme princip anvendes for de 23 hovedvandop-

lande. Den aktuelle ændring for årene 2013-2018 beregnes, og trend for ned-

gang i det dyrkede areal for perioden 2019-2021 skalleres relativt i forhold til

det dyrkede areal i de enkelte hovedvandoplande i 2018 (tabel 3.1.1).

Figur 3.1.1.

Udvikling i det dyr-

kede areal i perioden 2008-2018

på baggrund af det Generelle

LandbrugsRegister GLR

Effekt

Reduktion i udvaskning ved udtagning af landbrugsarealer blev i Fastsæt-

telse af baseline (Jensen et al., 2014) beregnet som den gennemsnitlige N-ud-

vaskning fra landbrugsarealer opgjort for 2011 fratrukket baggrundudvask-

ningen på 12 kg N/ha jf. Virkemiddelkataloget (Eriksen et al. 2014).

Der er som nævnt i indledningen en lidt anderledes opdeling af virkemidlerne

i denne opdatering end i Revurdering af baseline. I Revurdering af baseline

2021 blev mergødning ved udfasning af underoptimale gødningsnormer,

trend i den økonomiske optimale norm og nedgang i det dyrkede areal bereg-

net som en samlet effekt, mens effekt af stigende udbytter var en særskilt be-

regning.

I denne opdatering af baseline er trend i udbytter og stigning i den økonomi-

ske optimale gødningsnorm beregnet som en samlet effekt, idet stigningen i

udbytterne i vis udstrækning er koblet til en øget kvælstofnorm, og derfor er

det mest hensigtsmæssigt, at disse to elementer vurderes som en samlet effekt.

Det betyder derfor, at nedgangen i det dyrkede areal, som betegnes teknisk

justering, vurderes som en selvstændig effekt. Udfordringen er, at effekt af

virkemidler og effekten af den tekniske justering er indbyrdes afhængige.

F.eks. er effekten af en nedgang i det dyrkede areal højere, hvis denne bereg-

nes efter, at de underoptimale gødningsnormer er udfaset, og der derfor gives

mergødning, men ikke kompenseres med andre virkemidler, der modvirker

merudvaskningen, som det blev gjort i Revurdering af baseline. Modsat er

effekten lavere, hvis effekten af nedgang i det dyrkede areal beregnes, når

merudvaskningen ved ophør af underoptimale normer først er kompenseret

af andre virkemidler. Det er sidstnævnte udgangspunkt, der er antaget i nær-

værende opdatering af baseline.

Det er altså afgørende for effektberegningen af nedgang i det dyrkede areal,

om middeludvaskning er opgjort før eller efter effekten af at udfase de under-

optimale normer er indregnet, og om effekten af at udfase underoptimale nor-

mer bliver kompenseret af andre virkemidler.

Ved opdateringen af baseline i 2015 var der alene bestilt en effekt af at udfase

de underoptimale gødningsnormer, men ikke en vurdering af hvordan mer-

udvaskningen heraf skulle kompenseres. I beregningen af effekten af den tek-

niske justering er det her antaget, at merudvaskningen ved udfasning af de

underoptimale gødningsnormer bliver kompenseret, og at den gennemsnit-

lige udvaskning fra det dyrkede areal derfor forbliver konstant, altså hverken

øges eller reduceres. Udgangspunktet er den gennemsnitlige udvaskning op-

gjort for det dyrkede areal i 2011 og også opgjort for de 23 hovedvandoplande.

Det har i sig selv givet en mindre udvaskningseffekt af nedgangen i det dyr-

kede areal end i Revurdering af baseline.

I nærværende rapport gennemføres to beregninger for baggrundsudvaskning

ved udtagning. Beregning A, hvor samme metode som i Fastsættelse af base-

line anvendes, altså hvor bagrundudvaskning udgør 12 kg N/ha, uanset hvor

i landet landbrugsarealet ligger. Og beregning B, hvor baggrundsudvasknin-

gen varierer, og hvor datagrundlag udgør målt udvaskning fra arealer, der

tidligere har været landbrug.

Generelt er der meget få målinger af udvaskning efter permanent udtagning.

Alligevel viser målingerne, at det er ret afgørende for udvaskningens stør-

relse, om arealet tidligere er dyrket intensivt med tilførsel af husdyrgødning,

eller der kun er anvendt handelsgødning, og om arealet ligger i et område

med høj eller lav nedbørsmængde (tabel 3.11 i denne rapport/tabel 1 i virke-

middelkataloget Eriksen et al., 2014).

Der er derfor til nærværende beregning foretaget en skallering af baggrunds-

udvaskning ift. udvaskningens størrelse for landbrugsarealet. Det er antaget,

at for hovedvandoplande med den gennemsnitligt lavest årlige udvaskning

fra landbrug på 45,3 kg N/ha vil baggrundudvaskningen ved permanent ud-

tagning være lavest, og tilsvarende vil baggrundudvaskningen for det hoved-

vandopland med højest årlig udvaskning på 79,5 kg N/ha være på det høje

niveau. Herved fås to punkter med lav og høj baggrundudvaskning, hhv. 1,5

og 18 kg N/ha/år, hvor baggrundsudvaskningen er opgjort som middel af

udvaskning ved permanent udtagning med 4-14 års tidhorisont (jvf. de røde

tal i tabel 3.1.1). Relationen mellem de to punkter anvendes til at beregne bag-

grundudvaskning for de øvrige hovedvandoplande. Beregningen er forholds-

vis simpel, men giver forhåbentlig et mere troværdigt regionalt niveau for

baggrundsudvaskning og dermed en mere troværdig effekt af permanet ud-

tagning af landbrugsarealer. Men det er selvfølgelig meget usikkert, hvor

præcise disse antagelser og beregninger reelt er.

Det anbefales derfor, at der fremadrettet gennemføres mere systematiske må-

linger af baggrundsudvaskningens størrelse for arealer, der udtages af land-

brugsproduktion – dvs. målinger, som kan bidrage til at kvalificere oven-

nævnte antagelser og beregninger.

Den gennemsnitlig udvaskning blev opgjort til 61,6 kg N/ha for 2012 (Jensen

et al., 2016 – tabel 0.2 side 16). Herfra trækkes baggrundsudvaskningen på 12

kg N/ha. Effekten af, at landbrugsarealer overgår til anden arealanvendelse,

udgør derfor gennemsnitligt ca. 50 kg N/ha for hele landet.

Figur 3.1.2.

Relation mellem ud-

vaskning fra landbrugsareal op-

gjort for to hovedvandoplande,

opland med laveste og højeste

udvaskning fra landbrugsarealet

og tilsvarende det laveste og hø-

jeste niveau for baggrundsud-

vaskning ved permanet udtag-

ning.

Tabel 3.1.1.

Kvælstofudvaskning fra landbrugsarealer, der udtages af landbrugsproduktion. Oversigt over målinger samt modellering af

udvaskning efter 50 og 100 års udtagning. (Tabellen er fra Virkemiddelkataloget side 83 udgivet i 2014 i Eriksen et al.2014).

For hele landet er der aktuelt knap 68.000 ha mindre landbrugsareal i perio-

den 2013-2018. Nedgangen vil give en mindre udvaskning på mellem 3.200

og 3.500 tons N. For perioden 2019-2021 er der beregnet en prognose for ned-

gang i landbrugsarealet på knap 36.700 ha og en mindre udvaskning på mel-

lem knap 1.700 og godt 1.800 tons N. Samlet forventes nedgangen i det dyr-

kede areal på 114.550 ha at ville give en mindre udvaskning på mellem godt

4.900 og knap 5.300 tons N (tabel 3.1.2).

Tabel 3.1.2.

Ændring i dyrket areal og effekt på udvaskning for tre perioder, aktuel ændring 2013-2018, prognose for ændring

2019-2021 og ændring for baselineperioden 2013-2021.

Periode

Ændring i dyrket areal (ha)

Ændring i udvaskning (tons N)

A Ens værdi alle arealer

12 kg N/ha

Aktuel ændring 2013-2018

Prognose 2019-2021

Baseline 2013-2021

-67.887

-36.663

-104.550

-3.236

-1.694

-4.930

B Variabel

2,7-19,7 kg N/ha

-3.454

-1.828

-5.282

Beregninger for nedgang i det dyrkede areal og effekt på udvaskning for 23

hovedvandoplande fremgår af tabel 3.1.3.

Tabel 3.1.3.

Nedgang i det dyrkede areal og effekt på udvaskning for 2013-2018, 2019-2021 og baselineperioden 2013-2021

samt fordelt på 23 hovedvandoplande, beregnet på basis af henholdsvis fast baggrundsudvaskning (A) og variabel baggrunds-

udvaskning for hvert opland (B). Negativt tal angiver en reduktion i udvaskningen.

Ho-

ved-

vand Udvask.

op-

land

1.1

1.10

1.11

1.12

1.13

1.14

1.15

1.2

1.3

1.4

1.5

1.6

1.7

1.8

1.9

2.1

2.2

2.3

2.4

2.5

2.6

3.1

4.1

2011

58,4

78,7

69,6

58,4

53,1

47,8

51,9

63,9

55,8

79,0

58,2

49,6

51,6

79,5

59,7

45,3

49,6

46,4

47,8

49,8

46,7

54,9

76,9

Udvaskning

Dyrket

Baggrund Effekt udtag-

ning

Udvaskning

(kg N/ha/år)

8,2

18,4

13,8

8,2

5,5

2,9

5,0

10,9

6,9

18,5

8,1

3,8

4,8

8,9

1,7

3,8

2,2

2,9

3,9

2,4

6,5

17,4

18,7

46,4

66,7

57,6

46,4

41,1

35,8

39,9

51,9

43,8

67,0

46,2

37,6

39,6

67,5

47,7

33,3

37,6

34,4

35,8

37,8

34,7

42,9

64,9

50,2

60,4

55,8

50,2

47,5

44,9

52,9

48,9

60,5

50,1

45,8

46,8

70,6

58,1

41,5

47,4

43,5

44,0

47,4

40,2

37,5

50,2

(ha)

-5.531

-3.415

-1.192

-2.621

-587

-1.510

-2.896

-3.233

-5.789

-2.443

-3.293

-4.719

-3.028

134

-2.168

-1.123

-1.701

-2.110

-3.652

-413

-1.623

-4.555

-67.887

(pct.)

-1,91

2,33

1,83

3,58

1,64

2,90

2,07

7,57

3,23

3,05

4,37

7,41

2,23

5,51

-0,24

2,04

5,35

3,56

0,91

4,51

1,21

1,97

3,26

GLR Areal

Udvaskning

(tons N)

-257

-228

-69

-122

-24

-54

-416

-150

-142

-388

-113

-124

-187

-204

-72

-42

-58

-76

-138

-14

-70

-296

-278

-206

-67

-132

-28

-68

-489

-153

-158

-350

-122

-151

-221

-214

-90

-53

-74

-93

-173

-17

-61

-265

(ha)

-4.029

-2.028

-902

-1.000

-497

-716

-6.967

-500

-1.369

-2.600

-756

-582

-2.927

-735

-789

-1.472

-281

-653

-3.233

-1.095

-478

-1.141

-1.912

Areal

Udvaskning

(tons N)

-187

-135

-52

-46

-20

-26

-278

-26

-60

-174

-35

-22

-116

-50

-38

-49

-11

-22

-116

-41

-17

-49

-124

-1.694

-202

-122

-50

-24

-32

-327

-26

-67

-157

-38

-27

-137

-52

-46

-61

-13

-28

-142

-52

-19

-43

-111

(tons N)

-444

-363

-121

-168

-45

-80

-694

-176

-202

-562

-148

-146

-302

-254

-31

-121

-53

-81

-191

-179

-31

-119

-420

-480

-329

-117

-182

-52

-100

-817

-180

-225

-507

-160

-177

-358

-266

-38

-151

-67

-102

-235

-225

-36

-104

-376

Ændring for 2013-2018

Prognose 2019-2021 Baseline 2013-

Udvaskning

(kg N/ha/år)

47,0 -10.419

-3.236 -3.454 -36.663

-1.828 -4.930 -5.282

3.2

Randzoner

Der indregnes ingen effekt af randzoner, da virkemidlet blev udfaset i [årstal].

3.3

Energiafgrøder

Uffe Jørgensen & Birger Faurholt Pedersen

Omlægning af omdriftsarealer til flerårige energiafgrøder forventes at redu-

cere nitratudvaskningen markant som følge af afgrødernes permanente rod-

systemer og deres lange vækstsæson. Det samlede areal med energiafgrøder

er steget fra 7.674 ha i 2012 til 8.790 ha i 2018 (tabel 3.3.1). Arealet med pil og

oppel steg indtil 2014, hvor etableringstilskuddet til disse afgrøder bortfaldt

Arealet med lavskov er faldet igennem hele perioden, mens de øvrige typer

af energiafgrøder har ligget på et konstant, lavt niveau i hele perioden.

http://www.skovdyrkerne.dk/om-os/nyheder/nyhed/artikel/tilskuddet-til-ener-

giafgroederne-forringes/

Tabel 3.3.1.

Arealet (ha) med forskellige typer af energiafgrøder og samlet areal angivet

for perioden 2012-2018. Værdierne inkluderer arealer, der benyttes som alternativ til efter-

afgrøder og miljøfokusområder (MFO).

2012

Lavskov

Pil

Poppel

Elefantgræs

Rørgræs

I alt

573

5.262

1.732

7.674

2013

511

5.498

2.754

8.862

2014

439

5.630

3.226

9.398

2015

284

5.478

3.267

9.136

2016

338

5.228

3.323

8.980

2017

288

5.117

3.356

8.866

2018

250

5.122

3.299

8.790

Udviklingen frem mod 2021 vil i høj grad afhænge af både marked (flis- og

kornpriser) og af miljøpolitik, idet f.eks. målopfyldelse af vandområdepla-

nerne kan opnås ved tilplantning af omdriftsarealer med flerårige energiaf-

grøder

. Desuden er pileflis et velegnet substrat til minivådområder, og hvis

disse konstrueres i et større omfang, kan det skabe et nyt markedstræk for

pileflis.

Selvom prisniveauet for træflis er svagt stigende (Danske Fjernvarmeværker,

personlig kommentar 2019), er der ikke klare tendenser i markedet, som an-

tyder, at det nuværende stabile arealomfang vil ændre sig markant, og vi an-

tager derfor et uændret areal frem mod 2021. Figur 3.3.1 viser udviklingen i

arealet med flerårige energiafgrøder i perioden 2012-2018 samt et estimat for

uændret areal på ca. 8.800 ha frem mod 2021.

Figur 3.3.1.

Indberettet og for-

ventet total areal (ha) med fler-

årige energiafgrøder frem mod

2021.

Da flerårige energiafgrøder fra 2011 har kunnet anvendes som alternativ til ef-

terafgrøder, kan der fra energiafgrøder alene regnes med en baseline-effekt ud

over den, der allerede er indregnet i efterafgrødeeffekten. I Børgesen et al. (2013)

er det opgjort, at energiafgrødearealet anvendt som alternativ til efterafgrøder

i 2011 udgjorde ca. 1.100 ha. I 2013 viser udtræk af gødningsregnskabet, at 5.123

ha energiafgrøder har været anvendt som alternativ til efterafgrøder. Da vi ikke

har tilsvarende data fra 2012, anvendes gennemsnittet af 2011 og 2013, nemlig

Børgesen CD, Dalgaard T, Pedersen BF, Kristensen T, Jacobsen BH, Jensen JD, Gyl-

ling M, Jørgensen U 2018. Kan reduktionsmålsætninger for nitratudvaskning til Lim-

fjorden opfyldes ved øget dyrkning af biomasse. DCA rapport, Nr. 131, 83 s.

3.116 ha energiafgrøder anvendt som alternativ til efterafgrøder. Fra 2015 har

energiafgrøderne kunnet registreres under MFO-forpligtelsen, hvilket vurderes

at rumme langt størstedelen af erstatningen for efterafgrødeforpligtelsen. I tabel

3.3.2 er vist andelen af MFO-afgrøder over årene, og i figur 3.3.2 er vist det sam-

lede areal samt arealet eksklusiv MFO. Dette areal lå i 2018 på ca. 5.000 ha og

antages at fortsætte på det niveau frem til 2021.

Tabel 3.3.2.

Arealet (ha) anmeldt med forskellige typer af MFO-energiafgrøder og samlet

areal i perioden 2015-2019. Tallene for 2019 er foreløbige

2015

Lavskov

Pil

Poppel

I alt

159

3.391

1.654

5.209

2016

192

2.833

1.462

4.488

2017

147

2.338

1.238

3.725

2018

134

2.469

1.274

3.878

2019

128

2.115

1.063

3.306

Med disse forudsætninger var arealet af energiafgrøder, der ikke var anvendt

til efterafgrødeforpligtelse, 4.745 ha i 2012 og 4912 ha i 2018, det vil sige en

stigning på 167 ha.

Figur 3.3.2.

Indberettet og for-

ventet total areal (ha) med fler-

årige energiafgrøder samt tilsva-

rende, hvor arealet er reduceret

med den andel, der forventes an-

vendt som alternativ til efterafgrø-

der frem mod 2021.

Effekt af omlægning af omdriftsarealer til flerårige energiafgrøder

Effekten på kvælstoftabet fra et areal ved omlægning til flerårige energiafgrø-

der er estimeret til 15-35 kg N pr. ha på lerjord og 40-60 kg N pr. ha på sand-

jord (Børgesen et al., 2013). På lavbunds- og humusjord er forholdene mere

variable end på højbundsjord som følge af forskelle i dræningsgrad, minera-

liseringspotentiale og hydrologiske forhold, og det er ikke muligt at give et

sikkert estimat for en generel effekt, som kan variere mellem 0 og 100 kg N/ha

afhængigt af lokale forhold (Børgesen et al., 2013). Der er i det følgende regnet

med dette interval på lavbundsjord.

Stigningen i nettoenergiafgrødearealet fra 2012 til 2018 på 167 ha tænkes for-

delt på hovedvandoplande med samme relative jordtypefordeling som det

samlede energiafgrødeareal i 2018. Det kan således beregnes, at det samlede

https://lbst.dk/fileadmin/user_upload/NaturErhverv/Filer/Tilskud/Arealtil-

skud/Direkte_stoette_-_grundbetaling_mm/2019/Opgoerelse_af_afgroedefordelin-

gen_2019.pdf

energiafgrødeareal er fordelt på 71% sandjord (JB 1-4); 11% lerjord (JB 5-9);

18% humusjord (JB 11). Herudfra kan beregnes en gennemsnitlig effekt i rod-

zonen svarende til 30-64 kg N/ha.

Med en stigning i arealet med flerårige energiafgrøder, som ikke substituerer

en efterafgrødeeffekt på ca. 167 ha i perioden 2012-2018 og tilsvarende i peri-

oden 2012-2021, kan der således forventes en samlet effekt i rodzonen på 5-11

tons N/år igennem hele perioden.

Konklusion

I forhold til vurderingen i Jensen et al. (2014) ligger det samlede energiafgrø-

deareal i 2018 ca. 1.200 ha lavere end estimeret. Arealet anvendt som substi-

tution for efterafgrødekravet i de seneste år svarer stort set til estimeringen i

Jensen et al. (2014). Det betyder, at den tidligere estimerede effekt af en netto-

stigning på 1.200 ha frem mod 2021 stort set er elimineret.

Vi estimerer nu en stigning på ca. 170 ha siden 2012, hvilket dækker over en

usikkerhed pga. manglende data for arealer anvendt som efterafgrødesubsti-

tution i 2012. Hvis værdien for efterafgrødesubstitution fra 2011 anvendes,

kan der beregnes et fald i nettoenergiafgrødearealet på ca. 1.950 ha. Hvis vær-

dien for efterafgrødesubstitution fra 2013 anvendes, kan der beregnes en stig-

ning i nettoenergiafgrødearealet på ca. 2.200 ha.

Vi har justeret den gennemsnitlige effekt af de flerårige energiafgrøder ved at

anvende den reelle fordeling af afgrøderne på jordtyper i 2018, mens der i

Jensen et al. (2014) blev antaget en jævn fordeling over jordtyper. Det har æn-

dret den gennemsnitlige effekt fra 29-54 kg N/ha i 2014 til nu 30-64 kg N/ha,

idet en relativt større andel af energiafgrøderne er etableret på sand- og lav-

bundsjord end på lerjord.

Som følge af den begrænsede arealændring fra 2012 til 2018 estimeres kun en

effekt på 5-11 tons N/år i 2018 og i 2021, og der foretages ikke en neddeling

af effekten på hovedvandoplande.

3.4

Økologisk jordbrug

Troels Kristensen & Jørgen E. Olesen

Der beskrives to forhold i dette afsnit – udvikling i det økologi areal i Dan-

mark og effekt af omlægning fra konventionel drift på udvaskningen.

I den første baseline rapport (Jensen et al., 2014) blev det økologiske areal i

2021 estimeret til 270.000 ha bl.a. begrundet i den daværende politiske mål-

sætning om en fordobling af det økologiske areal, mens arealestimatet i Re-

vurdering af baseline (Jensen et al., 2016) blev reduceret til mellem 210.000

(konservativt (2016) i figur 3.4.1) og 240.000 ha (optimistisk (2016) i figur 3.4.1)

ud fra stagnationen i det økologiske areal i årene op til 2014.

Som i den oprindelige baseline rapport blev der i Revurdering af baseline og

nærværende opdatering af baseline anvendt en effekt af økologisk produk-

tion i forhold til konventionel på 10 til 17 kg N/ha i reduceret udvaskning

(Børgesen et al., 2013).

Udvikling i økologisk areal

Udviklingen i omfanget af økologisk dyrket areal i Danmark er vist i figur

3.4.1, hvor det årlige økologiske produktionsareal per 31. maj baseret på ind-

beretninger til Fællesskemaet er angivet for perioden 2006 til 2018. Det sidste

år er således data fra 31. maj 2018, som giver arealanvendelsen i driftsåret

2017/2018, her angivet som 2018. Det økologiske produktionsareal udgøres

af omlagte arealer, arealer under omlægning og arealer tilknyttet en bedrift

med økologisk autorisation, som ikke er omlagt. Den sidste kategori udgjorde

i 2018 8.642 ha ud af det samlede produktionsareal på 279.299 ha.

Figur 3.4.1.

Udviklingen i det

økologiske produktionsareal i

Danmark fra 2006 til 2018, samt

fremskrivninger til 2021. Kilde:

Landbrugsstyrelsen, 2019.

Efter stagnationen frem til og med 2015 er det økologiske areal vokset med

100.000 ha frem til 2018, og en simpel fremskrivning baseret på denne udvik-

ling giver et økologisk areal på 375.000 ha i 2021. Tages der udgangspunkt i

2012 og udviklingen i det økologiske areal i perioden frem til 2018, giver en

simpel lineær fremskrivning et økologisk areal på 300.000 ha i 2021. Disse to

fremskrivninger kan vurderes i forhold til, at Landbrug og Fødevarer (L&F)

har en forventning om, at arealet med økologisk produktion vil udgøre 13 %

af det samlede landbrugsareal i 2021, svarende til 350.000 ha.

”Vi ser, at landmænd over hele landet, har lyst til at omlægge til økologi, og at det i

høj grad er en udvikling, der er drevet af forbrugerefterspørgsel, for tallene i opgørel-

sen bekræfter lige præcist den bevægelse, vi ser i salget, hvor forbrugerne putter flere

og flere økologiske varer i indkøbskurven,” siger økologichef Kirsten Lund Jensen.

https://lf.dk/aktuelt/nyheder/2019/marts/oekologisk-areal-og-antal-landma-

Kilde:

end-saetter-ny-rekord

Baseret på ovenstående er der regnet på to scenarier, henholdsvis 300.000 og

375.000 ha økologisk produktionsareal i 2021. Det er således væsentligt mere

end selv det optimistiske estimat fra Jensen et al (2016) på 240.000 ha i øget

areal fra 2012 til 2021 og de 231.000 ha i Jensen (2014) baseret på fremskriv-

ningen af udviklingen fra 2006 til 2012 i det økologiske areal.

Med udgangspunkt i det økologiske areal i 2012 på 183.000 ha giver det en

ændring på henholdsvis 117.000 og 192.000 ha i perioden frem til 2021 begrun-

det i såvel den faktiske udvikling de seneste år og forventninger fra erhvervet.

Effekt på udvaskning

Som i den oprindelige baseline fra 2014 og den foregående Revurdering af

baseline i 2015 anvendes en effekt af økologisk produktion i forhold til kon-

ventionel på 10 til 17 kg N/ha i reduceret udvaskning (Børgesen et al., 2013)

svarende til en reduktion i 2021 i forhold til 2012 på mellem 1165 og 3250 ton

N på landsplan ved henholdsvis den mindste arealændring i kombination

med den laveste reduktion i udvaskningen og den største arealændring i

kombination med den højeste reduktion i udvaskningen.

Reduktionen i udvaskning fra rodzonen for de fire kombinationer fordelt på

oplande ud fra det økologiske produktionsareal i 2012 fremgår af tabel 3.4.1.

Tabel 3.4.1.

Effekt af arealændring fra 2012 til 2018 samt af to scenarier for udvikling fra 2012 til 2021 i det økologisk produkti-

onsareal på udvaskning fra rodzonen fordelt på vandoplande ud fra økologisk produktionsareal i 2012 og to estimater for effekt

pr. ha, ton N.

Effekt i rodzonen, tons N

Vandopland

1,1

1,2

1,3

1,4

1,5

1,6

1,7

1,8

1,9

1,10

1,11

1,12

1,13

1,14

1,15

2,1

2,2

2,3

2,4

2,5

2,6

3,1

4,1

Nordlige Kattegat, Skagerrak

Limfjorden

Mariager Fjord

Nissum Fjord

Randers Fjord

Djursland

Århus Bugt

Ringkøbing Fjord

Horsens Fjord

Vadehavet

Lillebælt/Jylland

Lillebælt/Fyn

Odense Fjord

Storebælt

Det Sydfynske Øhav

Kalundborg

Isefjord og Roskilde Fjord

Øresund

Køge Bugt

Smålandsfarvandet

Østersøen

Bornholm

Vidå-Kruså

Hele landet

Andel øko-

areal

0,03

0,18

0,02

0,06

0,02

0,14

0,01

0,16

0,05

0,01

0,00

0,01

0,02

0,05

0,01

0,02

0,01

0,08

1,00

175

135

156

960

2018

10 - 17 kg pr. ha

298

103

229

266

125

1632

213

164

190

Scenarie A

10 - 17 kg pr. ha

363

125

116

280

324

153

1980

Scenarie B

10 - 17 kg pr. ha

350

121

112

270

312

147

1912

114

595

206

191

459

531

147

150

250

3250

1165 -

Note: Merareal i forhold til 2012: 2018: 96.000 ha; Scenarie A: 117.000 ha; B: 192.000 ha.

Estimaterne for ændringer i udledningen pr. ha ved overgang fra konventionel

drift til økologisk drift er baseret på fordelingen af økologisk drift på driftsgrene,

som var gældende i perioden op til 2013. Både i 2012 (Landbrugsstyrelsen, 2013)

og i 2018 (Landbrugsstyrelsen, 2019) udgjorde mælkeproduktion den største an-

del af det samlede økologiske produktionsareal svarende til 38 % i begge år.

Trods samme fordeling af den økologiske produktion på driftsgrene kan der dog

være forskelle på effekten pga. ændringer i såvel den konventionelle produk-

tion, der omlægges, og den økologiske produktion i 2012 sammenlignet med

2018 og 2021. En nærmere udredning heraf er uden for denne rapport, men det

stigende omfang af økologisk produktion og de ændringer, der løbende er i så-

vel de konventionelle som økologiske produktionsmetoder, betyder, at en ana-

lyse heraf kunne være relevant for at opdatere og eventuelt nuancere effekten af

omlægning til økologisk produktion på udvaskningen. Problemstillingen er

nærmere diskuteret i notat til Landbrugsstyrelsen af Olesen et al (2019).

Konklusion

Det økologiske areal forventes at stige fra 183.000 ha i 2012 til mellem 300.000

og 375.000 ha i 2021. Dette medfører en reduktion i udvaskningen fra rodzo-

nen 2021 i forhold til 2012 på mellem 1165 og 3250 ton N på landsplan. Dette

er en væsentlig stigning i økologisk areal og dermed højere effekt end fundet

i Revurdering af baseline i 2015, hvor arealændringen blev estimeret til 17.000

ha og effekten i rodzonen til en reduktion i kvælstofudvaskningen på mellem

285 og 1000 ton N/år.

3.5

Effekter af bioforgasning og genanvendt organisk affald

Peter Sørensen og Birger Faurholt Pedersen

Ved Revurdering af baseline i 2015 (Jensen et al. 2016) blev den samlede effekt

af øget bioforgasning i perioden 2013-2021 vurderet til at reducere N-udvask-

ningen med 1293 tons N i rodzonen ved tilpasset N norm (normer ved øko-

nomisk optimum gennemført efter 2016). Dette estimat var baseret på effekt-

beregninger fra Sørensen og Børgesen (2015) samt antagelser om reduceret

anvendelse af handelsgødning som følge af, at udnyttelseskravet for afgasset

gødning er lavere end den opnåelige udnyttelse. Den opnåelige effekt er vur-

deret til at være 5-8 % point højere end det nuværende udnyttelseskrav (Sø-

rensen og Børgesen, 2015). Estimatet i Revurdering af baseline blev baseret

på, at 80 % af den afgassede gødning anvendes på sandjord, og i det følgende

bruges samme forudsætning. Fordelingen af gødning på sandjord er baseret

på en opgørelse af husdyrgødning udbragt på sandjord og lerjord i de enkelte

oplande og en antagelse om, at bioforgasning har samme fordeling som den

samlede fordeling af husdyrgødning. Det blev endvidere antaget, at der vil

ske en jævn stigning i andelen af biogasbehandlet gødning fra 7 % i 2012 til 19

% i 2021. Ved Revurdering af baseline blev der regnet på langtidseffekten af

biogas, mens der for andre tiltag blev regnet på en 5-10 årig effekt. I det føl-

gende har vi derfor også valgt kun at indregne en 10 årig effekt.

Ved bioforgasning sker der en omsætning af organisk bundet N i gødningen

til mineralsk N, og da der generelt er en større udvaskning af kvælstof fra

organisk bundet N, der løbende mineraliseres, end fra mineralsk N tilført om

foråret, kan der i de efterfølgende år forventes en lavere udvaskning fra den

afgassede gødning i forhold til ubehandlet gødning (Jensen et al. 2016). Ved

Revurdering af baseline i 2015 blev der imidlertid ikke taget højde for, at

mængden af N i input og output fra biogasanlæg, der angives i gødningsregn-

skaber, ikke altid er ens. Det skyldes, at anlæg kan anvende normtal for kvæl-

stofindhold i input, mens mængden af N i den afgassede gødning kan estime-

res ud fra aktuelle kemiske analyser (min 12 stk. pr. år) og mængden af afgas-

set gødning (tons), der afsættes. Normalt antages tab af N med gassen at være

uden betydning, men et lille tab af ammoniak fra den lagrede gødning må

forventes. Vi har hentet de nyeste data fra Landbrugsstyrelsen med N-input

og N-output registreret på de enkelte biogasanlæg (tabel 3.5.1). I gødningsåret

2016-2017 var der et samlet input på 34.087 tons N svarende til 15,7 % af den

samlede mængde N i husdyrgødning. Ved samlet opgørelse af alle anlæg var

output 15 % lavere end input med meget stor variation mellem anlæggene. I

2016-2017 skete der imidlertid en kraftig udvidelse af kapaciteten på anlæg,

der kan betyde, at lagre har været under opbygning. Udtræk af data udeluk-

kende fra anlæg med næsten ens N-input i 2015-2016 og 2016-2017 viste en

større overensstemmelse mellem N-input og N-output, og her var N-output

gennemsnitligt 4,3 % lavere end N-input. I det følgende er antaget, at der i

gennemsnit vil være 4,3 % mindre N, der forlader anlæg, end der kommer ind

(på papiret, men sandsynligvis ikke i virkeligheden).

Tabel 3.5.1.

Samlet kvælstof input og output registret på biogasanlæg i gødningsåret 2016-17 og den registrerede udnyttelses-

procent (Udtræk af data fra Landbrugsstyrelsen) samt beregnet effekt af den fiktive forskel mellem N input og output (ved bereg-

ning af gødningsregnskab) ved en gennemsnitlig marginaludvaskning på 18 %

Gødningsperiode 2016-17

N-input, tons N/år

N-output, tons N/år

Differens Input - output, tons N/år

Differens Input - output, %

Vægtet udnyttelsesprocent

Marginaludvaskning (handelsgødning, %)

Øget N udvaskning, tons N/år

Øget N udvaskning kg N/kg N-input

Andel af al husdyrgødning afgasset (% af N)

Alle biogasanlæg

34087

29046

5041

575

0,0169

15,7

Anlæg uden stor ændring i N

input i perioden 2016-2017

20658

19765

893

4,3

0,0044

9,5

Det må anbefales at dette forhold mellem N input og N output på biogasan-

læg revurderes, når der foreligger nyere data (end 2016-17) fra gødningsregn-

skaberne. Det er denne mængde, som landbrugsbedrifter anvender som

grundlag, når de tildeler gødning. Det betyder, at der gennemsnitligt kan an-

vendes lidt mere handelsgødning, når gødningen har passeret biogasanlæg-

get, idet udnyttelsesprocenten er den samme før og efter afgasning (udnyttel-

sesprocenten beregnes ud fra et vægtet gennemsnit af udnyttelsesprocent i de

gødninger og biomasser biogasanlægget modtager). Den øgede kvote medfø-

rer øget udvaskning og er beregnet med antagelse af en marginaludvaskning

på 12 % på lerjord og 24 % på sandjord, gennemsnitligt 18 % (Sørensen og

Børgesen, 2015). Denne effekt af øget kvote efter afgasning var ikke medreg-

net i Revurderingen af baseline (Jensen et al., 2016).

Efter behandling i biogasanlæg har gødningen et højere potentiale for gød-

ningsvirkning. Ved Revurderingen af baseline blev det antaget, at landmænd

ville tage højde for den højere gødningsvirkning og tilføre mindre handels-

gødning, hvis der blev indført N-kvoter på det økonomisk optimale niveau,

som det skete med implementeringen af landbrugspakken fra 2017. Denne

antagelse blev lavet med forventning om, at landmænd vil gøde til det øko-

nomisk optimale niveau.

Tabel 3.5.2.

Ekspertskøn for gennemsnitlig udvaskningsfaktor for kvælstof frigivet i perioden marts-juli og perioden august-fe-

bruar ved forskellig type efterårsbevoksning. Den gennemsnitlige udvaskning er vægtet i forhold til fordelingen af afgrødetyper i

2018, og det er antaget, at 50% af mineraliseringen sker i perioden marts-juli.

Afgrødetype om efteråret

Areal (%)

Udvaskningsfaktor for

mineraliseret N (%)

Mar-Jul

Bar jord/spildkorn

Efterafgrøder

Græs

Vinterraps

Vintersæd

Vægtet udvaskning

Andel mineralisering (%)

Vægtet udvaskning fra mineraliseret N (%)

Udvaskning mineralsk N tilført forår %

Udvaskning fra mineraliseret N/udvaskning fra mineralsk N forår

23,1

15,4

24,3

6,6

30,6

Aug-Feb

Mar-Jul

4.6

3.1

4.9

1.3

6.1

Aug-Feb

13.8

6.2

7.3

2.0

15.3

1,8

Vægtning

Der blev imidlertid ikke taget højde for, at gødskning under kvoten kan om-

byttes til et mindre areal med efterafgrøder. Dette fungerer i praksis ved, at

jordbrugere automatisk får en kvotereduktion, hvis de registrerer mindre ef-

terafgrøder end krævet. Samkøring af data for kvotereduktion på bedrifter

med afgasset gødning og arealer, der modtager ubehandlet husdyrgødning,

har vist, at hyppigheden af kvotereduktion er ca. 10 gange større på arealer

med afgasset gødning. Kvotereduktionen justeres automatisk ud fra arealet

registreret med efterafgrøder på den enkelte bedrift. Det tyder på, at en del

landmænd vælger at konvertere uudnyttede kvoter til reduktion i efterafgrø-

der. Dermed neutraliseres effekten på N udvaskning af reduceret N-tilførsel

ved afgasning, idet et mindre forbrug af N, og dermed reduceret udvaskning,

modsvares af øget udvaskning ved mindre brug af efterafgrøder. Det er ikke

muligt at udtrække det samlede omfang heraf, idet vi kun kan isolere bedrif-

ter, der udelukkende modtager afgasset gødning. Det vurderes her, i modsæt-

ning til tidligere (Jensen et al. 2016), at bioforgasning kun i ubetydeligt om-

fang medfører uudnyttet N-kvote (reduktion i gødning) uden samtidig re-

duktion i efterafgrøder, og der indregnes derfor ikke en effekt af reduceret

handelsgødning i det følgende. Dette kan også forventes at være en driftsøko-

nomisk optimal strategi, idet der dermed kan spares penge på etablering af

efterafgrøder og evt. ændringer i sædskifte i forbindelse med efterafgrøder.

Som det fremgår af ovenstående, kan effekten af biogas på N-udvaskning op-

deles i 3 separate effekter:

a) Reduktion i organisk N, der medfører lavere udvaskning på længere sigt.

b) Nedskrivning af mængden af N i afgasset gødning (på papiret), der giver

mulighed for at bruge mere handelsgødning og dermed øget N-udvaskning.

c) Højere tilgængelighed af N i afgasset gødning end udnyttelseskrav, der

potentielt kan medføre mindre brug af handelsgødning og dermed mindre

udvaskning. Men med nuværende regler forventes denne effekt neutrali-

seret af reduceret etablering af efterafgrøder (øget udvaskning).

Der er som nævnt sket en kraftig udbygning af biogasanlæg de senere år, men

det er politisk besluttet, at den økonomiske støtte til biogas reduceres for an-

læg, hvor byggeri ikke er opstartet ved udgangen af 2019. Det forventes i

praksis at betyde, at der ikke opstartes nye byggeprojekter med biogas efter

2019. På den baggrund fastholdes, at det kan forventes at 19 % af husdyrgød-

ning behandles i 2021. På baggrund af registrerede input af N til biogasanlæg

i 2016-17 (tabel 3.5.1) er det skønnet, at 16 % af den producerede husdyrgød-

ning blev afgasset ved starten af 2018.

Ved beregning af udvaskning fra bioforgasset og ubehandlet husdyrgødning er

der anvendt en udvaskningsfaktor for mineraliseret kvælstof, der er sat i for-

hold til udvaskningen fra kvælstof i handelsgødning tilført om foråret, der be-

regnes med NLES-modellen. Sørensen og Børgesen (2015) antog, at udvasknin-

gen fra mineraliseret N er dobbelt så høj (= faktor 2) i forhold til mineralsk N

tilført om foråret, idet frigivelsen af det organisk bundne N også sker i perioder

uden afgrøder på marken. Udvaskningsfaktoren på 2 blev bl.a. baseret på ud-

vaskningsforsøg med 15N-mærket organisk gødning samt på tidligere simule-

ringer med FASSET-modellen. Sørensen og Børgesen (2015) anførte dog også,

at der er betydelig usikkerhed på denne faktor. For at kvalificere udvasknings-

faktoren er der i det følgende lavet en alternativ beregning af udvaskningsfak-

toren baseret på ekspertskøn for forventet kvælstofudvaskning i forskellige afg-

rødetyper for kvælstof, der frigives i henholdsvis forårs- og sommer- perioden

og i efterårs- og vinterperioden (tabel 3.5.2). Ud fra den aktuelle fordeling mel-

lem afgrødetyper er der så beregnet en gennemsnitlig udvaskning fra minera-

liseret N, og denne kan relateres til den gennemsnitlige marginaludvaskning

fra mineralsk N baseret på NLES-modellen. Ved denne beregning fandtes et

forhold på 1,8 mellem udvaskning fra mineraliseret N og udvaskning fra tilført

mineralsk N (tabel 3.5.2). Når usikkerheden ved denne beregning tages i be-

tragtning, giver det ikke anledning til at ændre på den hidtil anvendte faktor

på 2, der bl.a. er anvendt ved beregning af effekten af bioforgasning.

Udvaskningsfaktoren for mineraliseret N vil være afhængig af efterårsbe-

voksningen og kan dermed også ændre sig i fremtiden. Den gennemsnitlige

effekt af bioforgasning på reduktion i N-udvaskning over en 10 årig horisont

er estimeret til 1,5 kg N per 100 kg N i behandlet husdyrgødning (tabel 3.5.3).

Effekten skyldes det reducerede indhold af organisk N i gødningen, men

denne effekt modvirkes i nogen grad af forskellen i N-input og N-output. Ef-

fekten af ændret bioforgasning i perioden 2013 til 2018 er beregnet for hver

enkelt opland under hensyntagen til fordeling mellem sandjord og lerjord i

tabel 3.5.4 (mængde i tabel 3.5.4 og faktor fra tabel 3.5.3).

Tabel 3.5.3.

Effekter af bioforgasning på reduktion i N-udvaskning på kortere (10 år) og længere sigt (50 år) beregnet af Søren-

sen og Børgesen (2015) samt effekt af gennemsnitligt reduceret N-output i forhold til N-input på anlæg angivet som kg N/100 kg

N i husdyrgødning. Estimater er vist for sandjord med høj nedbør og lerjord med lav nedbør samt vægtet gennemsnit (20 % på

lerjord og 80 % på sandjord).

Komponent

10 år

Effekt af bioforgasning *

Effekt af reduceret N-output fra anlæg

Samlet effekt

1,2

-0,3

0,9

Lerjord

50 år

1,8

-0,3

1,5

Sandjord

10 år

2,2

-0,6

1,6

50 år

3,4

-0,6

2,8

Vægtet gns. ler- og sand-

jord

10 år

-0,54

1,5

50 år

3,08

-0,54

2,5

* 75% kvæggylle og 25% dybstrøelse Sørensen og Børgesen 2015.

Tabel 3.5.4.

Reduktion i N-udvaskning fra rodzonen set over en 10 årig horisont som følge af den forventede forøgede anven-

delse af bioforgasning i perioden 2013 til 2018. Effekten af bioforgasning er fordelt på vandoplande og jordtyper på grundlag af

registreret fordeling af husdyrgødning i 2011.

Vandopland

1000 tons udbragt N i

husdyrgødning, samt

andel pr. opland

1,1 Nordlige Kattegat, Skagerrak

1,2 Limfjorden

1,3 Mariager Fjord

1,4 Nissum Fjord

1,5 Randers Fjord

1,6 Djursland

1,7 Århus Bugt

1,8 Ringkøbing Fjord

1,9 Horsens Fjord

1,10 Vadehavet

1,11 Lillebælt/Jylland

1,12 Lillebælt/Fyn

1,13 Odense Fjord

1,14 Storebælt

1,15 Det Sydfynske Øhav

2,1 Kalundborg

2,2 Isefjord og Roskilde Fjord

2,3 Øresund

2,4 Køge Bugt

2,5 Smålandsfarvandet

2,6 Østersøen

3,1 Bornholm

4,1 Vidå-Kruså

Hele landet

13.9

3.2

10.7

15.2

3.8

2.3

22.4

3.9

33.9

12.6

5.5

5.2

2.2

3.3

2.8

3.9

0.5

1.3

8.6

2.5

3.2

13.9

228

0,06

0,23

0,01

0,05

0,07

0,02

0,01

0,10

0,02

0,15

0,06

0,02

0,01

0,02

0,00

0,01

0,04

0,01

0,06

1,00

0.00

0.02

0.01

0.47

0.00

0.55

0.00

0.56

0.47

0.42

0.64

0.73

0.59

0.48

0.18

0.84

0.77

0.85

0.05

1.00

0.98

0.99

0.53

1.00

0.45

1.00

0.44

0.53

0.58

0.36

0.27

0.41

0.52

0.82

0.16

0.23

0.15

0.95

Lerjord

andel

Sandjord Effekt i rodzonen af øget biogas 2013-18

andel

gns tons N

20.0

76.3

4.6

15.4

21.7

5.4

2.6

32.2

4.3

48.7

13.7

6.3

6.1

2.3

3.2

3.0

4.4

0.7

1.2

8.2

2.4

2.9

19.6

305

min tons N max tons N

40.0

152.6

9.2

30.8

43.4

10.9

5.3

64.5

8.5

97.5

27.4

12.6

12.2

4.6

6.5

6.0

8.9

1.3

2.4

16.4

4.8

5.8

39.2

611

Den samlede reduktion i N-udvaskning er her beregnet til 305 tons N fra rod-

zonen med en skønnet usikkerhed på +/- 305 tons N. Den store relative usik-

kerhed skyldes, at der både er faktorer, der trækker op og ned, og den samlede

effekt derfor fremkommer som en differens. Det er effekten efter 10 år med

bioforgasning, der er beregnet, mens effekten, der vil kunne måles i 2018, vur-

deres at være tæt på 0, idet effekten, der giver øget udvaskning (reduceret N-

output), virker fra første år, mens effekten af reduceret organisk N, der giver

reduceret udvaskning, virker langsommere. Effekten af ændret bioforgasning

i perioden 2013 til 2021 er ligeledes beregnet for hvert enkelt opland under

hensyntagen til fordeling mellem sandjord og lerjord i tabel 3.5.5. Den sam-

lede reduktion i N-udvaskning er på 407 tons N med en skønnet usikkerhed

på +/- 407 tons N. Effekten af biogasanlæg etableret før 2013 er ikke indregnet

i ovenstående.

Tabel 3.5.5.

Reduktion i N-udvaskning fra rodzonen set over en 10 årig horisont som følge af den forventede forøgede anven-

delse af bioforgasning i perioden 2013 til 2021. Effekten af bioforgasning er fordelt på vandoplande og jordtyper på grundlag af

registreret fordeling af husdyrgødning i 2011.

Vandopland

1000 tons udbragt N i Lerjord an- Sandjord

husdyrgødning, samt

andel pr. opland

1,1

1,2

1,3

1,4

1,5

1,6

1,7

1,8

1,9

1,10

1,11

1,12

1,13

1,14

1,15

2,1

2,2

2,3

2,4

2,5

2,6

3,1

4,1

Nordlige Kattegat, Skagerrak

Limfjorden

Mariager Fjord

Nissum Fjord

Randers Fjord

Djursland

Århus Bugt

Ringkøbing Fjord

Horsens Fjord

Vadehavet

Lillebælt/Jylland

Lillebælt/Fyn

Odense Fjord

Storebælt

Det Sydfynske Øhav

Kalundborg

Isefjord og Roskilde Fjord

Øresund

Køge Bugt

Smålandsfarvandet

Østersøen

Bornholm

Vidå-Kruså

13.9

3.2

10.7

15.2

3.8

2.3

22.4

3.9

33.9

12.6

5.5

5.2

2.2

3.3

2.8

3.9

0.5

1.3

8.6

2.5

3.2

13.9

228

0,06

0,23

0,01

0,05

0,07

0,02

0,01

0,10

0,02

0,15

0,06

0,02

0,01

0,02

0,00

0,01

0,04

0,01

0,06

1,00

0.00

0.02

0.01

0.47

0.00

0.55

0.00

0.56

0.47

0.42

0.64

0.73

0.59

0.48

0.18

0.84

0.77

0.85

0.05

1.00

0.98

0.99

0.53

1.00

0.45

1.00

0.44

0.53

0.58

0.36

0.27

0.41

0.52

0.82

0.16

0.23

0.15

0.95

del

andel

26.7

101.7

6.1

20.5

28.9

7.3

3.5

43.0

5.7

65.0

18.3

8.4

8.2

3.0

4.3

4.0

5.9

0.9

1.6

10.9

3.2

3.9

26.1

407

Effekt i rodzonen af

øget biogas 2013-21

gns tons N min tons N max tons N

203

130

814

Hele landet

Øget anvendelse af organisk affald i biogasanlæg, f.eks. i stedet for forbræn-

ding, medfører også en forventet øget N-udvaskning (Sørensen og Børgesen,

2015; Jensen et al. 2016). Den øgede udvaskning skyldes bl.a., at der samlet set

tilføres mere kvælstof til landbrugsarealet, idet udnyttelseskravet til N i affal-

det kun er 40 % i forhold til den handelsgødning, den erstatter. Denne effekt

må tilskrives ønsket om øget recirkulering og er ikke en effekt af bioforgas-

ning i sig selv (Jensen et al., 2016). I nogle tilfælde vil den øgede mængde re-

cirkuleret affald blive komposteret og ikke anvendt til biogas. Effekten er der-

for ikke medregnet her i effekten for biogas.

Effekt af organisk affald

For gødningsåret 2016-17 er der på biogasanlæg registreret en modtagelse af

N i kildesorteret dagrenovation og lignende på 636 tons N og 178 tons N i

organisk affald fra industri, svarende til i alt 814 tons N i organisk affald. Ved

anvendelse af samme forudsætninger som Sørensen og Børgesen (2015) kan

øget anvendelse af affald forventes at medføre en stigning i N-udvaskning

svarende til ca. 11 % af N i affaldet på lerjord og 22 % på sandjord (tabel 3.5.6).

I tabel 3.5.6 er anvendt et scenarie fra Sørensen og Børgesen (2015) med øget

tilførsel af energiafgrøde (majsensilage). Det vurderes, at tilførsel af ekstra af-

fald til biogasanlæg vil have tilnærmelsesvis samme effekt som beregnet for

ekstra tilførsel af majsensilage, og at ca. 60 % af kvælstof i affald omdannes til

ammonium i biogasanlæg (Tampio et al., 2016). Den gennemsnitlige effekt af

814 tons N i affald kan således forventes at være en øget N-udvaskning på ca.

134 tons N fra rodzonen (16,5 % af 814 tons N) ved lige fordeling mellem sand-

jord og lerjord. Det er usikkert, hvor stor en andel heraf der allerede blev an-

vendt i 2012, men i 2013-14 er registreret tilførsel af 194 tons N i organisk af-

fald fra husholdning m.m. (ikke nærmere opdelt). Effekten af den ændrede

tilførsel af organisk affald fra 2013-14 til 2016-17 er en øget udvaskning på 102

tons N ((814 tons N – 194 tons N) x 16,5%= 102). Usikkerheden herpå skønnes

til +/- 51 tons N. Det må antages, at dette også er ændringen fra 2012 til

2018.Det forventes, at udnyttelsen af affald som afgasset gødning vil ske lige-

ligt fordelt på sandjord og lerjord, idet størstedelen af affaldet produceres i de

tættest befolkede områder i den østlige del af Danmark.

Tabel 3.5.6

Beregning af øget N udvaskning (10 års perspektiv) ved øget anvendelse af organisk affald i biogasanlæg ved et

udnyttelseskrav på 40% for affald.

Lerjord

Tilført N med affald (kg N/ha)

Øget N udvaskning (kg N/ha)*

Udnyttelsekrav affald (%)

Netto øget N-udvaskning (kg N/kg N i affald)

* Effekter for majs til kvæggylle (Sørensen og Børgesen, 2015)

38.6

4.4

0.114

Sandjord

38.6

8.3

0.215

0.165

Gns ler og sand

Miljøstyrelsens affaldsfremskrivningsmodel, FRIDA, opdeler affaldet i hus-

holdningsaffald, affald fra serviceerhverv og affald fra erhverv, der ikke er

serviceerhverv (tabel 3.5.7). Ifølge beregninger i denne model sker der kun

ubetydelige ændringer i mængden af genanvendeligt organisk affald i perio-

den fra 2015 til 2021. Fremskrivningen i FRIDA bygger på historiske trends

koblet sammen med data fra den makroøkonomiske model ADAM, der an-

vendes af Finansministeriet. Tabel 3.5.7 viser, at der i 2021 er et potentiale for

genanvendelse af affald på 960 tons N. Mængden af kildesorteret affald, der

kan anvendes i biogasanlæg, forventes at stige lidt i de kommende år. Det

vurderes, at hele potentialet på 960 tons N vil blive udnyttet i 2021, og stig-

ningen fra 2016-17 til 2021 på 146 tons N kan give en yderligere stigning i

udvaskningen, så den samlede stigning i udvaskning fra 2012 frem til 2021 vil

være på 126 tons N +/- 63 tons N fra rodzonen, dvs. i en merudvaskning af

kvælstof på mellem 60 og 180 ton N/år. Det er ikke muligt at opdele denne

effekt på oplande, da det er meget usikkert, hvor gødningen vil blive udbragt.

Tabel 3.5.7.

Fremskrevne mængder af genanvendeligt organisk affald ifølge Miljøstyrelsens affaldsmodel FRIDA (Mikkel Clau-

sen, Miljøstyrelsen, personlig meddelelse) og beregnet indhold af kvælstof i genanvendeligt affald.

Affald

Organisk affald (husholdninger)

Organisk affald (serviceerhverv)

Organisk affald (erhverv, bortset fra service)

I alt

*Tørstof i affald og % N i affald baseret på Oelofse et al (2013) og Poulsen et al. (2019).

%TS*

% N i TS*

1.9

0.15

1000 tons

2015

135

1000 tons

2021

130

Tons N

2015

296

585

963

Tons N

2021

319

562

960

Konklusion

Effekten af ændret bioforgasning i perioden 2013 til 2021 er estimeret til en

reduktion i udvaskningen på 407 tons N +/- 407 tons N over en 10 årig hori-

sont. Dette estimat er betydeligt lavere end de 1293 tons N estimeret ved Re-

vurdering af baseline i 2015. Det skyldes hovedsaligt 3 faktorer:

a) Der er her regnet med en tidshorisont på 10 år mod tidligere 50 år.

b) Der er nu indregnet en effekt af reduceret N-output i forhold til N-input

(fiktiv reduktion af N der sker i gødningsregnskabet).

c) Effekt af reduceret anvendelse af handelsgødning som følge af højere gød-

ningsvirkning i afgasset gødning neutraliseres af reduktion i etablerede

efterafgrøder (ved normreduktion).

Øget genanvendelse af organisk affald fra 2013 til 2021 forventes at øge N-

udvaskningen med 126 tons N +/- 63 tons N over en 10 årig horisont.

3.6

MVJ ordning (Miljøvenlige Jordbrugsforanstaltninger)

I Fastsættelse af baseline 2021 oplyste den daværende Naturerhvervsstyrelse,

at ordningerne for det daværende MVJ-areal på ca. 117.000 ha forventedes at

fortsætte frem til 2021. Der blev derfor ikke indregnet en effekt af MVJ-ord-

ninger i baseline 2021. Kvalitativ beskrivelse af MFO/Greening effect - se

No-

tat om effekt af Cap13+ reformen.

https://pure.au.dk/portal/fi-

les/129464878/Endelig_CAP13_rapport_ver3.pdf.

Effekt af MFO blev vurde-

ret særskilt i kvælstofregnskabet for Fødevare- og landbrugspakken og skal

derfor ikke indgå i denne revision af baseline. En mulig effekt af MVJ for årene

2013-14 vurderes at være under bagatelgrænsen på 100 t N. MVJ inkluderes

derfor ikke i opdateringen af baseline 2021.

3.7

Miljøgodkendelser og husdyrregulering

Tina Houlborg & Gitte Blicher-Mathiesen

Siden 2007 har der været stillet særlige krav om udlægning af ekstra efteraf-

grøder eller andre virkemidler på arealer, hvor mængden af udbragt husdyr-

gødning har været stigende, for at modvirke at øget animalsk produktion

medførte utilsigtet merudledning af ammoniak og næringsstoffer. I 2013, som

er startåret for baselineperioden, blev miljøgodkendelser af husdyr forvaltet

efter en godkendelsesprocedure fra 2006, da kommunerne overtog admini-

strationen af husdyrgodkendelser fra amterne.

I administrationen af øgede husdyr blev reguleringen af miljøgodkendelser

vurderet ift., om arealer lå i oplande til Natura2000 områder og oplande til

kvælstofsårbare kystvande, og derfor afhang reguleringen af, hvilket kystop-

land husdyrbruget var placeret i. Oplandene var dengang defineret i 4 nitrat-

klasser. Nitratklasserne regulerer nitratudvaskningen ved miljøgodkendte are-

aler, hvor der højest blev udbragt husdyrgødning svarende til en foruddefine-

ret procentdel af de generelle harmoniregler. De 4 nitratklasser var:

•

Nitratklasse 0: ingen regulering.

Nitratklasse 1: 85 % af de generelle harmoniregler regler.

Nitratklasse 2: 65 % af de generelle harmoniregler regler.

Nitratklasse 3: 50 % af de generelle harmoniregler regler.

De generelle regler for kvægbrug var dengang 1,7 DE ha

-1

og 1,4 DE ha

-1

for

øvrige brug. Det var imidlertid muligt for ansøgerne at have et højere husdyr-

tryk end de skærpede harmonikrav, jf. nitratklasserne, hvis der blev etableret

virkemidler, der bragte udvaskningen ned på samme niveau, som hvis de skær-

pede harmonikrav var overholdt. Følgende virkemidler kunne anvendes:

•

Ekstra areal med efterafgrøder.

•

Krav om reduceret kvælstofnorm.

•

Krav om ændret standardsædskifte.

Reglerne om skærpede harmonikrav blev erstattet ved planperioden

2017/2018 af den nye husdyrregulering.

Status for miljøgodkendelser givet i perioden 2007-2013

I en opgørelse fra Aarhus Universitet fra 2015 (Rolighed & Blicher-Mathiesen,

2015) er der undersøgt 3791 husdyrgodkendelser, som blev godkendt ifølge

Lov om miljøgodkendelse m.v. af husdyrbrug, 2006. Loven foreskrev, at hus-

dyrproduktion skulle ske på et bæredygtigt grundlag, så der blev værnet om

natur, miljø og landskab. Godkendelserne blev givet efter § 11 og § 12 samt

1859 husdyrgodkendelser efter § 16, som omfattede 1,35 mio. DE og 816.000

ha landbrugsareal.

Godkendelser, som indgår i opgørelsen, indbefatter:

•

§ 11-godkendelser, som gives til udvidelse på husdyrbrug på 75 til 250 DE.

•

§ 12-godkendelser, som gives til udvidelse på husdyrbrug på 250 DE eller

derover.

•

§ 16-godkendelser, som gives til udbringningsarealer, hvor det vurderes,

at de generelle miljøregler ikke er tilstrækkelige til at undgå væsentlig

virkning på miljøet.

Godkendelserne er givet i perioden 1. januar 2007 til 31. december 2013. 40 %

af de godkendte arealer lå i nitratklasser, heraf 10 % i nitratklasse 1, 16 % i

nitratklasse 2 og 14 % i nitratklasse 3. Samlet var der i de undersøgte godken-

delser stillet krav om ekstra efterafgrøder på ca. 18.700 ha, som svarede til 2

% af det godkendte areal. Fordeling af efterafgrøder blev estimeret til ca. 64 %

på nitratklasser og ca. 36 % i grundvandsbeskyttelseszone for krav om efter-

afgrøder, som ikke var givet som konsekvens af planteavlsreglen, der define-

rede at husdyrbrug i Natura2000-områder med stigende husdyrtryk, skulle

have et udvaskningsniveau efter husdyrudvidelsen svarende til udvask-

ningsniveauet for et planteavlsbrug. Effekten af efterafgrøder er knyttet til

jordtype, men også til mængden af nedbør.

Det har ikke været muligt at opgøre effekten i forhold til både jordtype og

nedbør. Reduktionseffekten af efterafgrøder blev derfor gennemsnitligt sat til

35 kg N ha

-1

(Eriksen et al., 2014), idet det blev antaget, at alle udvidelser skete

på ejendomme med mere end 0,8 DE ha

-1

. Herved blev effekten af skærpede

harmonikrav, grundvandsbeskyttelse, indførelse af planteavlsreglen samt re-

duktion i bedrifternes kvælstofkvote opgjort til en udvaskningsreduktion i

rodzonen på 690 tons N for perioden 2007-2013, som det fremgår af tabel 3.7.1.

I året 2013 alene er der givet godkendelser på ca. 90.000 DE og 60.000 ha, som

udmøntes i en effekt på ca. 100 tons N.

Tabel 3.7.1.

Oversigt over husdyrgodkendelser og effekt på udvaskning for perioden 2007-2013 samt for baselineperioden

2013-2021.

Effekt af husdyrgodkendelser for 1.350 DE i perioden 2007-2013, året 2013 alene og perioden 2007-2012 før start på

baselineperioden

År for godkendel- Dyreenheder, der har

ser

kendelser

(1000 DE)

A-B

C-B

2007-2013

2013

2007-2012

2014-2021

2013

2013-2021

1.350

1.260

510

18.700

169

690

100

590

260

100

360

0,511

Efter-

(ha)

Norm-reduk- Samlet effekt Baseline fremskrivnings effekt af

tion

(t N)

husdyr-godkendelser

[690 t N/1,35 mio. DE]

(t N/DE)

været igennem god- afgrøder

Effekt af husdyrgodkendelser for 510 DE i perioden 2014-2021, 2013 og 2013-2021

Effekt af husdyrgodkendelser 2013-2021 i Revurdering af baseline

I Nielsen et. al., 2014, blev der gennemført en fremskrivning af det forventede

antal miljøgodkendelser i perioden 2011-2035. Interpoleres denne fremskriv-

ning for de forskellige husdyrtyper, fås en godkendelsesfrekvens på ca. 25 %

i perioden 2013-2021. I runde tal omfatter det således ca. 600.000 DE og 475.000

ha. Bruges der i godkendelserne samme frekvens af virkemidler som i perio-

den 2007-2013, udgør effekten af skærpede harmonikrav (Nitratklasser),

grundvandsbeskyttelse, reduktion af bedrifternes kvote samt planteavlsregel

under miljøgodkendelsesordningen en reduktion på ca. 260 tons N ved god-

kendelse af 510.000 DE for perioden 2014-2021 (tabel 3.7.1).

Effekt af husdyrgodkendelser for perioden 2013-2021 blev således ca. 360 tons

N. Da dele af effektberegningen bygger på antagelser frem for egentlige data,

er der en forholdsvis stor usikkerhed tilknyttet analysen. I opgørelsen er kun

medtaget effekter som følge af krav om ekstra efterafgrøder samt reduceret

kvælstofnorm på bedrifterne. Krav til særlige sædskifter vil også kunne bi-

drage til effekten, men har ikke kunnet kvantificeres i opgørelsen. Fordelin-

gen af prognosen for effekt af virkemidler givet i forbindelse med husdyrgod-

kendelser blev i ”Revurdering af baseline”, 2015, tabel 3.7.2, vægtet i forhold

til summen af kvæg- og svine-DE i 2012 fordelt på de 23 hovedvandoplande.

Ny husdyrregulering

Danmarks areal er opdelt i 135 oplande, heraf klassificeres 85 oplande som

nitratfølsomme habitatnaturtyper i Natura 2000-områder, endvidere er der i

Danmark 90 kystvandoplande, og ud af disse har 74 et indsatsbehov i forhold

til kvælstof udbragt via organisk gødning (Miljøstyrelsen, 2017). Der tages

hånd om disse oplandes indsatsbehov i den nye husdyrregulering.

Tabel 3.7.2.

Fordeling af effekt af arealregulering husdyrgodkendelser på oplande for

baselineperioden 2013-2021. Antal dyreenheder hentet fra jordbrugsanalyser.dk

Den nye husdyrregulering trådte i kraft d. 1. august 2017 og er et resultat af

aftalen om Fødevare- og landbrugspakken (FLP), der blev indgået i 2015. Et

af formålene med FLP var, at husdyrreguleringen skulle forenkles. Forenklin-

gen udmøntede sig i mindre kommunal administration og større frihed for

landmanden til at foretage areal- og produktionsændringer. I den nye hus-

dyrlov er reguleringen af arealer og anlæg adskilt, således at anlæggene bliver

reguleret i forhold til m

produktionsareal, hvilket betegnes stipladsmodellen.

Modellen tager udgangspunkt i den nyeste viden om ammoniakemission,

som har vist, at emissionen er forholdsvis konstant fra gødningsoverfladerne

uanset antallet af produktionsdyr. Dermed har bedrifterne nemmere mulig-

hed for at skifte mellem antallet af dyr og typen af dyrehold. Den tidligere

anvendte betegnelse ’dyreenheder’, DE, erstattes af kg N/ha fremadrettet.

Arealer til udbringning af husdyrgødning er siden 1. august 2017 blevet regu-

leret gennem generelle regler, og der er ikke længere krav om, at der skal fo-

religge en miljøgodkendelse eller tilladelse på bedrifter, hvor den animalske

produktion ændrer sig. Den indførte nye reguleringsmodel giver overordnet

samme beskyttelsesniveau for nitrat som den gamle husdyrgodkendelseslov.

Den nye reguleringsmodel beror på udlægningen af husdyrefterafgrøder,

som udlægges som kompensation for en højere udvaskning af kvælstof i hus-

dyrgødning sammenlignet med handelsgødning. Husdyrefterafgrøderne

skal løfte to hensyn; de skal beskytte nitratfølsomme habitatnaturtyper i Na-

tura 2000-områder, hvis der i oplande, der afvander hertil, er sket en stigning

i udbragt organisk gødning, og dernæst skal husdyrefterafgrøderne bidrage

til at nå målsætningerne i vandområdeplanerne.

Husdyrefterafgrøderne erstatter de gamle muligheder i miljøgodkendelserne

af husdyrbrug for at stille vilkår om efterafgrøder og alternativer. Kravet om

husdyrefterafgrøder påhviler de bedrifter, der udbringer mere end 30 kg N

-1

harmoniareal, som har mindst 10 ha efterafgrødegrundareal, og som af-

vander til nitratfølsomme Natura 2000-habitater, og hvor der har været et sti-

gende forbrug af organisk gødning eller arealer, der i forhold til vandområ-

deplanerne ligger i kvælstofindsatspåkrævede kystvandoplande. Stigningen

i forbruget af husdyrgødning tager udgangspunkt i den organisk bundne

mængde af kvælstof i den organiske gødning, det vil sige den del af husdyr-

gødningen, som ikke kan udnyttes ved udbringningstidspunktet. Det vil sige

den totale mænge kvælstof i husdyrgødning minus den udnyttede kvælstof i

husdyrgødningen.

Referenceåret for mængden af organisk gødning er for husdyrgødning 2007

og tager således udgangspunkt i data fra gødningsregnskaberne for planåret

2006/2007. For anden organisk gødning er referenceåret 2015, som tager ud-

gangspunkt i data fra gødningsregnskaberne for planåret 2014/2015. Anden

organisk gødning omfatter spildevandsslam, komposteret husholdningsaf-

fald m.v. jf. indberetningerne til gødningsregnskaberne. Der er altså forskel

på, hvad kravet til husdyrefterafgrøderne er; det varierer mellem de forskel-

lige oplande, som de skal udlægges i, og afhænger af, om den uudnyttede del

af husdyrgødningen stiger, samt om bedriftens arealer ligger i et kystvandop-

land, hvor der er et kvælstofindsatsbehov. Det uudnyttede kvælstof i husdyr-

gødningen består både af det organisk bundne kvælstof og af ammoniaktabet

ved udbringning af husdyrgødningen.

Stigning i mængden af uudnyttet kvælstof omregnes til et husdyrefterafgrø-

dekrav (ha) ved, at 22 % af den uudnyttede kvælstof udvaskes, jf. afsnit om

udvaskningsfakorer nederst i dette kapitel, og at efterafgrøder giver en gen-

nemsnitlig reduktion i udvaskning på 33 kg N ha

-1

. Det svarer til den gennem-

snitlige effekt af efterafgrøder ved vægtede antal ha efterafgrøder, der etable-

res på bedrifter, der udbringer henholdsvis under og over 80 kg N ha

-1

fra

husdyrgødning og anden organisk gødning. Den tekniske beskrivelse af be-

regningsgrundlaget for husdyrefterafgrøderne fremgår af Madsen (2017).

Husdyrefterafgrøderne følger reglerne for lovpligtige efterafgrøder. De kan in-

den for samme areal overlappe med miljøfokusområder, men de kan ikke over-

lappe med lovpligtige eller målrettede efterafgrøder. Ligesom de lovpligtige ef-

terafgrøder kan husdyrefterafgrøderne erstattes af alternative virkemidler.

Husdyrefterafgrøderne indfases trinvist fra planperioden 2017/2018 og vil

være fuldt indfaset fra planperioden 2021/2022. Den trinvise indfasning frem-

går af tabel 3.7.3. I planåret 2017/2018 blev der etableret godt 19.000 ha hus-

dyrefterafgrøder i oplande, der afvander til nitratfølsomme Natura 2000-om-

råder eller i kystvandsoplande med kvælstofindsatsbehov. Det er målet, at

der ved fuld indfasning af husdyrefterafgrøderne i planperioden 2021/2022

etableres ca. 34.000 ha med husdyrefterafgrøder i de pågældende oplande.

Der er indført et maksimalt loft over husdyrefterafgrødekravet i det enkelte

opland på 34 %. For baselineperiodens sidste år, 2020/21, udlægges 30.750 ha

husdyrefterafgrøder.

Tabel 3.7.3.

Oversigt over indfasning af husdyrefterafgrøder i planperioderne 2017/2018 – 2021/2022 (Madsen, I., Fuld-

mægtig, Miljøministeriet Departementet, pers. korrespondance, 2019).

Planperiode

Samlet niveau af efterafgrøder (ha)

2017/2018

19.250

2018/2019

24.250

2019/2020

27.500

2020/2021

30.750

2021/2022

34.000

I den tekniske beregning af husdyrefterafgrøder findes først antal efterafgrøder,

der skal fordeles til oplande, der afvander til nitratfølsomme habitatnaturtyper

i Natura 2000-områder grundet øget forbrug af uudnyttet husdyrgødning og

anden organisk gødning. Når disse er beregnet, vil de resterende efterafgrøder

fordeles til kystvandoplande med et kvælstofindsatsbehov. For indfasning af

husdyrefterafgrøder i 2020/2021 fordeles 16.330 ha husdyrefterafgrøder i op-

lande til Natura 2000-habitater og 14.420 ha i kystvandoplande med kvælstof-

indsatsbehov beregnet af Miljøstyrelsen (I. Madsen, 2019 pers. kom.).

For baselineeffekten i 2021 vil det i princippet være tilstrækkeligt alene at vur-

dere effekten af husdyrefterafgrøderne for 2020/2021 (jf. tabel 3.7.4) og fra-

trække effekten af de husdyrgodkendelser, der blev givet frem til 2012. Men da

nogle af husdyrefterafgrøderne kompenserer merudvaskning på grund af sti-

gende forbrug af organisk N, vil husdyrefterafgrøderne ikke give en mindre

udvaskning, men medføre status quo på udvaskning. Mens det i oplande, hvor

der sker et mindre forbrug af organisk N, vil medføre en mindre udvaskning.

I nærværende vurdering af baselineeffekten af husdyrefterafgrøder har vi et

andet start år for beregning af ændringer i forbrug af organisk gødning end

udgangsårene i MST’s beregninger for husdyrefterafgrøder. MST’s beregnin-

ger bygger på 2007 som udgangsår for beregning af husdyrgødning og 2015

for beregning af anden organisk gødning, mens vi beregner ændring i uud-

nyttet organisk N fra husdyrgødning og anden organisk gødning ud fra land-

mændenes indberetning af gødningsregnskaber for de to år 2012 og 2017. Det

skyldes, at vi skal opdatere baseline 2013-2021, og derfor er vores reference år

2012, og 2017 er det år, hvor husdyrefterafgrøderne blev etableret første gang.

Beregningen er opgjort for hvert af de 23 hovedvandoplande. Jf. tabel 4 i Bli-

cher-Mathiesen og Rolighed (2015) er merudvaskningen fra rodzonen af

kvælstof i husdyrgødning ift. handelsgødning beregnet med samme faktor på

22 % som i MST’s beregning af husdyrefterafgrøderne. Merudvaskningspro-

centen ganges på forskellen mellem mængden af uudnyttet husdyrgødning

og anden organisk gødning for hhv. 2012 og 2017 i hvert hovedvandopland.

Af tabel 3.7.4 og 3.7.5 fremgår det, at der for ni oplande har været en stigning

i udvaskningen på 418 tons N på grund af øget forbrug af organisk N i perio-

den 2012-2017, mens der i de resterende 16 hovedvandoplande har været et

fald i udvaskningen på 192 tons N grundet mindre forbrug af organisk N i

samme periode.

Ændring i udvaskning grundet ændret forbrug af organisk N i perioden 2012-

2017 (A) og mindre udvaskning grundet husdyrefterafgrøder i oplande til Na-

tura 2000-habitater (B) og mindre udvaskning grundet husdyrefterafgrøder

til kystvandoplande med kvælstofindsatsbehov (C) er lagt sammen (D), og

herfra er trukket dødvægten for udvaskningen fra husdyrgodkendelser i pe-

rioden 2007-2012, som var på 590 tons N (jf. tabel 3.7.1). Dermed fås effekten

af husdyrefterafgrøderne for 2021 (F) (tabel 3.7.5). Den opdaterede beregning

viser, at husdyrefterafgrøderne giver en reduktion i udvaskningen på ca. 198

tons N, hvilket er en smule mindre end den effekt på 360 ton, der blev bereg-

net i Revurdering af baseline jf. tabel 3.7.2 og tabel 3.7.6.

Tabel 3.7.4.

Oversigt over merudvaskning fra husdyrefterafgrøderne og effekten i 2018. Negativt tal angiver en reduktion i udvaskning.

HOVEDVANDOPLAND

Ikke udny. hus.

og and. org.

2012

4,5

17,4

1,2

3,7

5,0

1,3

0,9

7,6

1,3

11,5

3,9

1,7

1,6

0,7

1,2

0,9

1,5

0,2

0,5

3,0

1,0

0,9

3,2

74,7

2017

4,5

17,3

1,1

3,7

5,0

1,2

0,7

8,1

1,4

12,2

3,9

1,7

0,7

1,1

0,8

1,4

0,3

0,6

3,1

1,0

0,9

3,4

75,8

Forskel

2017-2012

(1.000 t N)

-0,015

-0,060

-0,133

-0,033

-0,011

-0,073

-0,139

0,492

0,106

0,757

-0,055

-0,073

0,083

-0,020

-0,065

-0,130

-0,060

0,014

0,114

0,145

0,021

-0,010

0,176

Stigende org. N

Faldende org. N

Mer-

udvask.

(0,219)

( t N)

-3

-13

-29

-7

-2

-16

-30

108

166

-12

-16

-4

-14

-29

-13

-2

418

-192

Omregnet til eft-

erafgr.

(33 kg N ha )

(ha)

3267

702

5026

552

754

965

141

1169

12.670

1460

19.253

-1

Husdyrefterafgr. i

2018

MST stig. Org N

(ha)

6508

5065

173

263

5506

(tons N)

-197

-153

-5

-8

-167

-2

-1

-2

-44

-583

(tons N)

-200,6

-166,6

-34,3

-15,1

-2,4

-15,9

-30,4

-59,0

23,2

165,9

-14,3

-18,0

17,3

-4,4

-15,2

-28,5

-13,1

2,8

24,9

30,3

4,7

-2,2

-5,7

-357

pr. opland

(1000 DE)

141

571

113

162

239

457

121

2.340

A+B

DE 2012

Husdyr-godken-

delser 2007-2012

Udvaskning

(tons N)

-35,6

-144,0

-9,3

-28,5

-40,8

-13,4

-6,3

-60,3

-9,6

-115,2

-30,5

-14,1

-11,9

-10,1

-3,3

-2,8

-8,6

-0,8

-2,3

-24,7

-5,8

-8,6

-3,8

-590

Effekt af

husdyreft-afgr.

2018

(tons N)

-165,0

-22,6

-25,0

13,4

38,4

-2,5

-24,1

1,2

32,8

281,1

16,2

-3,9

29,2

5,6

-12,0

-25,8

-4,5

3,6

27,1

55,0

10,5

6,4

-1,9

233

Nr.

1.1

1.2

1.3

1.4

1.5

1.6

1.7

1.8

1.9

1.10

1.11

1.12

1.13

1.14

1.15

2.1

2.2

2.3

2.4

2.5

2.6

3.1

4.1

Sum

Navn

N. Kattegat, Skagerrak

Limfjorden

Mariager Fjord

Nissum Fjord

Randers Fjord

Djursland

Århus Bugt

Ringkøbing Fjord

Horsens Fjord

Vadehavet

Lillebælt/ Jylland

Lillebælt/Fyn

Odense Fjord

Storebælt

Det Sydfynske Øhav

Kalundborg

Isefjord og Roskilde Fjord

Øresund

Køge Bugt

Smålands-farvandet

Østersøen

Bornholm

Vidå-Kruså

(1.000 t N)

Tabel 3.7.5.

Oversigt over merudvaskning fra husdyrefterafgrøderne og effekten i 2021. Negativt tal angiver en reduktion i udvaskning.

Mer-ud-

Ikke udny. hus.

HOVED-VANDOPLAND

Nr.

1.1

1.2

1.3

1.4

1.5

1.6

1.7

1.8

1.9

1.10

1.11

1.12

1.13

1.14

1.15

2.1

2.2

2.3

2.4

2.5

2.6

3.1

4.1

Sum

Navn

N. Kattegat, Skagerrak

Limfjorden

Mariager Fjord

Nissum Fjord

Randers Fjord

Djursland

Århus Bugt

Ringkøbing Fjord

Horsens Fjord

Vadehavet

Lillebælt/Jyl

Lillebælt/Fyn

Odense Fjord

Storebælt

Det Sydfynske Øhav

Kalundborg

Isefjord og Roskilde Fjord

Øresund

Køge Bugt

Smålands-farvandet

Østersøen

Bornholm

Vidå-Kruså

og and. org.

2012

2017

Forskel

2017-2012

(1.000 t N)

-0,015

-0,060

-0,133

-0,033

-0,011

-0,073

-0,139

0,492

0,106

0,757

-0,055

-0,073

0,083

-0,020

-0,065

-0,130

-0,060

0,014

0,114

0,145

0,021

-0,010

0,176

Stigende org. N

Faldende org. N

vask. 2012- Omregnet til Husdyr-efter-

2017

(0,219)

( ton N)

-3,3

-13,1

-29,1

-7,1

-2,4

-15,9

-30,4

107,8

23,2

165,9

-12,0

-15,9

18,2

-4,4

-14,1

-28,5

-13,1

3,1

24,9

31,8

4,7

-2,1

38,6

418,1

-191,6

efter-afgr.

afgr. i 2021

(33 kg N ha

-1

) MST stig. org N 2012-2017

(ha)

0,0

3267,3

702,1

5026,1

0,0

552,3

0,0

93,2

753,9

964,8

141,5

0,0

1169,1

12670

32,4

35,7

31,8

344,6

52,7

0,0

425,3

16330

0,3

1997,4

553,1

2745,8

1494,8

520,2

666,5

148,9

235,5

(ha)

257,5

4835,1

194,3

959,0

799,0

(ha)

257,5

4835,1

194,3

959,0

799,0

0,0

0,3

-1270,0

-149,0

-2280,3

1494,8

520,2

114,2

148,9

235,5

0,0

32,4

-57,5

-722,1

-620,1

-88,8

0,0

-743,8

3660

(tons N)

-8,5

-159,6

-6,4

-31,6

-26,4

0,0

41,9

4,9

75,3

-49,3

-17,2

-3,8

-4,9

-7,8

0,0

-1,1

1,9

23,8

20,5

2,9

0,0

24,5

-121

Udv. til

Natura

Korr. orgN 2000-opl. Kystvand

Efter-afgr.

(ha)

5637,8

2227,2

467,7

3934,3

254,3

0,0

137,6

149,8

483,6

86,0

110,0

1,9

929,3

14420

(tons N)

-186,0

-73,5

0,0

-15,4

0,0

-129,8

-8,4

0,0

-4,5

-4,9

-16,0

0,0

-2,8

0,0

-3,6

0,0

-0,1

-30,7

-476

(tons N)

-197,9

-246,1

-35,5

-54,2

-28,8

-15,9

-30,4

-87,9

-3,5

75,3

-65,8

-38,1

-19,7

-9,4

-24,8

-28,5

-14,2

1,9

23,8

16,8

2,9

-2,1

-6,1

-788,2

Udv til kyst-

vand-opl.

Sum

DE 2012

D = A+B+C

Husdyr-

2012

F = D-E

Effekt af

afgr. 2021

godk. 2007- husdyreft-

pr. opland Udvaskning

(1000 DE)

141

571

113

162

239

457

121

2340

(tons N)

-35,6

-144,0

-9,3

-28,5

-40,8

-13,4

-6,3

-60,3

-9,6

-115,2

-30,5

-14,1

-11,9

-10,1

-3,3

-2,8

-8,6

-0,8

-2,3

-24,7

-5,8

-8,6

-3,8

-590

(tons N)

-162,3

-102,2

-26,2

-25,7

12,0

-2,5

-24,1

-27,7

6,1

190,5

-35,3

-23,9

-7,9

0,7

-21,5

-25,8

-5,6

2,7

26,1

41,5

8,7

6,4

-2,3

-198,2

(1.000 t N)

4,5

17,4

1,2

3,7

5,0

1,3

0,9

7,6

1,3

11,5

3,9

1,7

1,6

0,7

1,2

0,9

1,5

0,2

0,5

3,0

1,0

0,9

3,2

74,7

4,5

17,3

1,1

3,7

5,0

1,2

0,7

8,1

1,4

12,2

3,9

1,7

0,7

1,1

0,8

1,4

0,3

0,6

3,1

1,0

0,9

3,4

75,8

Sum (A + B + C) = A (Merudvaskning fra uudnyttet husdyrgødning og anden organisk gødning fra 2012-2017). B(1) Udvaskning fra fordelingen af husdyrefterafgrøder, som MST regner med i 2021, fordelt af AU i hvert

enkelt opland omregnet til efterafgrøder ved at gange reduktionseffekten pr. kg N/ha efterafgrøder på (beregnet til 33 kg N/ha, da det antages, at det er den gennemsnitlige effekt i rodzonen for udbringning over og under

80 kg N/ha) minus 2) efterafgrøderne omregnet pba. den merudvaskning, der har været fra perioden 2012-2017. Denne beregning 1) – 2) kaldes for den korrigerede org. N, som er ganget med 33 kg N/ha (jf. ovenstå-

ende), og divideret med -1000 for at lave om til tons N. C (Efterafgrøder fordelt til hovedvandoplandene fra MST i ha ganget med 33 g N/ha og divideret med -1000 for at få det lavet om til tons N). D (Mindre udvaskning

fra husdyrgodkendelserne 2007-2012 vises som minustal, og større udvaskning end forventet vises som plustal).

Tabel 3.7.6

Samlet oversigt over merudvaskning i 2017 og 2021. Negativt tal angiver en reduktion i udvaskning.

Efterafgrøder

(1.000 ha)

Merudvaskning frem til 2017

D = A+B-C

Ændring i forbrug af organisk gødning, 2012-2017

Husdyrefterafgrøder 2018

Samlet effekt A+B

Mindre udvaskning af husdyrgodkendelser i 2012

Merudvaskning i 2018

Efterafgrøder

(1.000 ha)

Mer-udvaskning frem til 2021

D = A+B-C

Ændring i forbrug af organisk gødning, 2012-2017

Husdyrefterafgrøder 2021

Samlet effekt A+B

Mindre udvaskning af husdyrgodkendelser i 2012

Merudvaskning i 2021

12.670

-30.750

-18.079

227

-1015

-788

590

-198

12.670

-19.253

-6582

227

-583

-357

590

233

Mer-udvaskning

(ton N)

Mer-udvaskning

(ton N)

Merudvaskning ved anvendelse af husdyrgødning frem for handelsgødning

I den nye regulering af husdyrbrug fra planperiode 2017/18 anvendes en fak-

tor for, hvor meget merudvaskning anvendelse af husdyrgødning forventes

at medføre i forhold til handelsgødning (Miljøstyrelsen, 2017). Faktoren er

fastlagt i forhold til den uudnyttede kvælstofandel i husdyrgødning (total N

minus udnyttelseskrav) og er fastlagt til gennemsnitligt 22 % af det uudnyt-

tede kvælstof set inden for en tidshorisont på 5-10 år, som vist i tabel 1 i Bli-

cher-Mathiesen & Rolighed (2015). Ved en tidshorisont på 200 år vurderes ud-

vaskningen at udgøre ca. 42 % af den uudnyttede del af husdyrgødningen.

Opgøres merudvaskning i forhold til den uudnyttede del af husdyrgødning,

men hvor ammoniakfordampning ved udbringning af husdyrgødning er truk-

ket fra den uudnyttede del, udgør merudvaskningen ca. 29 % inden for en tids-

horisont på 5-10 år og ca. 55 % med en tidshorisont på 200 år (tabel 3.7.7).

Faktoren for merudvaskning på 22 % anvendes i afsnittet om husdyrgodken-

delser, og i nærværende afsnit beskrives overordnet, hvordan denne faktor er

estimeret og den faglige baggrund for faktoren.

Merudvaskning fra husdyrgødning skyldes primært, at husdyrgødningen in-

deholder kvælstof, der er bundet på organisk form, og at mineralisering af

organisk bundet kvælstof bl.a. sker efterår og vinter, hvor afgrødernes kvæl-

stofoptagelse er lav, og hvor mineraliseret kvælstof kan udvaskes ved over-

skud af nedbør. Udnyttelse af kvælstof i husdyrgødning i tilførselsåret er pri-

mært knyttet til husdyrgødningens indhold af uorganisk kvælstof (tabel

3.7.8). Den gennemsnitlige andel af uorganisk kvælstof varierer fra ca. 75 % i

svinegylle til omkring 25 % i dybstrøelse. En del heraf tabes som ammoniak

(tabel 3.7.8). Krav til udnyttelse af husdyrgødning indeholder derfor også et

krav om at udnytte uorganisk kvælstof fra mineralisering af det organisk

bundne kvælstof. Dette bidrag omfatter både førsteårsvirkning samt en efter-

virkning, der bidrager i årene umiddelbart herefter. Petersen og Sørensen

(2008) viste, at de gældende udnyttelseskrav for kvæg- og svinegylle passer

med den opnåelige gødningsvirkning, når der også inkluderes en eftervirk-

ning nået efter ca. 10 år.

Tabel 3.7.7.

Merudvaskning af kvælstof fra rodzonen ved at anvende husdyrgødning frem for handelsgødning samt faktor (pct.)

af ikke-udnyttet N i husdyrgødning med og uden ammoniak-fordampning ved udbringning af husdyrgødning. Merudvaskning er

opgjort på kort (5-10 år) og langt (200 år) sigt. Øget udvaskning som følge af ammoniakfordampning ved udbringning af husdyr-

gødning er estimeret til ca. 3,3 kg N pr. DE (Lemming 2011) og er ikke indeholdt i merudvaskningen. Delvis efter tabel 4 i Bli-

cher-Mathiesen & Rolighed (2015).

Faktor ud-

Faktor Ud- vask. ift

Vægtfaktor

Gødningstype

(se tabel 5

Blicher-Ma-

thiesen & Ro-

lighed

(2015))

5-10

(kg N/100 kg N)

Svinegylle

Kvæggylle

Dybstrøelse, svin

Dybstrøelse, kvæg

Fast gødning, svin

Fast gødning,

kvæg

Ajle

Fjerkrægød., frisk

Vægtet ift. gød-

ningstyper

4,6

8,8

13,4

15,3 29,3

21,9 41,9 29,1 55,4

0,115

9,6

18,1

27,4 51,7 35,6 67

0,387

0,367

0,131

4,6

6,6

12,8

8,8

12,5

25,1

Krav ud-

nyttelse

Uudnyttet

Amoniak-for-

dampning

(NH

)

Uudnyttet

org. N uden

-fordamp

Merudvaskning

vask. ift. uudnyttet

uudnyttet

N uden

-for-

damp

Tidshorisont i år

200

5-10 200 5-10 200

(%)

22 41,7

(%)

30 56,9

18,4 35,2 27,1 51,8

23,3 45,6 26,7 52,3

Tabel 3.7.8

Husdyrgødnings indhold af organisk og uorganisk N samt andel af total N, der fordamper som ammoniak ved ud-

bringning af husdyrgødning delvis efter Husdyrreguleringsudvalget (2010). Kopi af tabel 1 i Blicher-Mathiesen & Rolighed

(2015).

Fraktioner i 100 kg N i husdyrgødning, 1DE=100 kg N ab lager

Organisk N

Svinegylle

Kvæggylle

Fast gødning

Ajle

Dybstrøelse

Anden husdyrgødning

Krav til

fordampning

udnyttelse

(%)

Uorganisk N

(efter NH

-fordampning)

Udbringning

Fra emission opgørelser for 2013, Mette Hjort Mikkelsen pers. Kom.

Af notatet Blicher-Mathiesen & Rolighed (2015) fremgår, at merudvaskning

af ikke-udnyttet kvælstof kan være vanskelig at opgøre korrekt, idet den ikke-

udnyttede del af husdyrgødningen også omfatter fordampning af ammoniak

ved udbringning af husdyrgødning samt eventuel denitrifikation knyttet til

tilførsel af husdyrgødning. Endvidere sker der også en mineralisering af det

organiske kvælstof i det første år efter tilførslen. Der er derfor ikke ligheds-

tegn mellem husdyrgødningens indhold af organisk bundet kvælstof og ikke-

udnyttet kvælstof. Desuden vil der forekomme forskelle i den høstede

mængde kvælstof imellem regioner og bedrifter, som betyder, at merudvask-

ningen vil variere imellem disse elementer.

På basis af ovenstående kan derfor anbefales, at der i fremtidige beregninger

af merudvaskning fra husdyrgødning tages udgangspunkt i den tilførte

mængde organisk bundet N i husdyrgødningen.

Modelberegninger med FASSET har vist, at merudvaskning både afhænger af

sædskifte, jordtyper og klima. F.eks. er der mere end en faktor to forskel på

udvaskning fra lerjord med lav nedbør og udvaskning fra sandjord med høj

nedbør jf. tabel 6, 7 og 9 i Lemming (2011). Størrelse for merudvaskning af-

hænger bl.a. også af sædskifte, hvor andel af efterafgrøder i sædskiftet har

betydning for, hvor meget af efterårets mineraliserede nitrat udvaskes. Også

regler for senere jordbearbejdning giver et lavere udvaskningsniveau.

Tabel 3.7.9.

Kvælstofoverskud og merudvaskning fra rodzonen på kort (5-10 år) og langt (200 år) sigt ved at anvende husdyr-

gødning frem for handelsgødning. Data er sammenstillet på baggrund af notater og modelberegninger beskrevet i Planteavlsori-

entering, lp80070 (kopi fra Lemming, 2011, se Bilag 2). Kopi af tabel 3 i Blicher-Mathiesen & Rolighed (2015).

Forøgelse af overskud af

kvælstof (kg N pr. ha pr. DE)

Sandjord

Svinegylle

Kvæggylle

Dybstrøelse, svin

Dybstrøelse, kvæg

Fast staldgødning, svin

Fast staldgødning, kvæg

Ajle

Fjerkrægødning, frisk

Lerjord

Merudvaskning, kort sigt

(kg N pr. ha pr. DE)

Sandjord

Lerjord

Merudvaskning, lang sigt

(kg N pr. ha pr. DE)

Sandjord

Lerjord

Merudvaskning vil derfor være en variabel størrelse over de senere år, fordi

der er øget krav til dyrkning af efterafgrøder og krav om senere jordbearbejd-

ning. Der er dog pt ikke et anvendeligt datagrundlag til at vurdere ændringer

i merudvaskning som følge af disse øgede krav. Niveauet for merudvaskning

af husdyrgødning er endvidere også afhængigt af den tidshorisont, merud-

vaskningen vurderes for (Petersen et al., 2005).

Waagepetersen (2003) vurderede i slutrevalueringen af VMPII, at 40-50 % af

den organiske del af husdyrgødningen vil udvaskes. Samme størrelsesorden

på 42-45 % blev beregnet med FASSET for den andel af N indlejret i humus,

der udvaskes (Berntsen et al., 2004). Samme faktor, at 45 % af den organiske

del af husdyrgødning udvaskes, blev anvendt i et notat til Husdyrregule-

ringsudvalget (2010). Fælles for ovennævnte anvendelser er, at merudvask-

ningen er vurderet som den langsigtede merudvaskning på omkring 200 år.

Videncenter for Landbrug har i planteavlsorientering (Lemming, 2011) sam-

menstillet tilgængelig viden, som udgør enkelte målinger og modelberegnin-

ger for både den kortsigtede (5-10 år) og langsigtede (200 år) merudvaskning

ved anvendelse af husdyrgødning. Resultatet af samstillingen er angivet som

de typiske værdier for merudvaskning i tabel 3. Forsøgsresultater er fra føl-

gende publikationer: Bergström & Kirchmann (1999), Eriksen et al., (2004),

Sørensen & Birkmose (2002), Thomsen et al., (1993) og et ikke publiceret for-

søg benævnt Kalundborgforsøget og henvist som Dansk Landbrugsrådgiv-

ning og Alectia (2008) – se Lemming (2011).

Konklusion

I ”Revurdering af baseline” i 2015 (Jensen et al., 2016) blev effekten af arealre-

gulering på N-udvaskning fra rodzonen beregnet til at give en reduktion i

kvælstofudvaskning på 360 tons N. I denne opdatering bliver effekten af hus-

dyrefterafgrøder en merudvaskningen på 233 tons N i 2018, hvilket skyldes,

at antallet af husdyrefterafgrøder ikke indfases med det samme, og at andelen

af husdyrefterafgrøder i 2018 ikke var tilstrækkelig til at kompensere for den

øgede andel af det stigende forbrug af husdyrgødning. I 2021 vil effekten af

husdyrefterafgrøderne resultere i en reduktion i kvælstofudvaskningen på

198 tons N, hvilket skyldes, at andelen af husdyrefterafgrøder er øget hvert år

siden indførslen i 2017/18. Ergo er der i denne opdaterede udgave af baseline

for 2013-2021 beregnet en lavere effekt af husdyrefterafgrøderne på 162 tons

N sammenlignet med ”Revurdering af baseline” i 2015. Faktoren på 22 %, der

er anvendt til at beregne merudvaskningen fra uudnyttet organisk gødning

for begge perioder, er fra Blicher-Mathiesen & Rolighed (2015) og desuden

overordnet beskrevet i ovenstående afsnit.

Der er knyttet en vis usikkerhed til, om denne faktor reelt er større eller min-

dre, samt om tidsfaktoren på 5-10 år altid gælder. Faktoren er en gennemsnit-

lig faktor og dækker derfor kun på et overordnet beregningsniveau. Merud-

vaskning som følge af ammoniakfordampning ved udbringning af husdyr-

gødning indgår ikke i den anvendte faktor.

3.8.1 Fremskrivning af atmosfærisk deposition af kvælstof til 2021

Thomas Ellerman & Jesper H. Christensen

I basislinefremskrivningen fra 2014 blev faldet i depositionen af kvælstof til ho-

vedvandoplandene vurderet til omkring 9.000 ton kvælstof i perioden fra 2012

frem til 2021 svarende til et fald på omkring 18% (Jensen et al., 2016). I dette

kapitel præsenteres resultaterne fra opdatering af denne fremskrivning. Opda-

teringen tager udgangspunkt i 2013, hvor der tidligere anvendtes 2012. Opda-

teringen er foretaget på basis af nye beregninger af udviklingen i depositionen

af kvælstof ud fra den faktiske udvikling i emissionerne frem til 2017 (EMEP,

2019) og ud fra de seneste tilgængelige fremskrivninger af udviklingen af emis-

sioner fra danske kilder (Nielsen, 2018, personlig kommunikation).

Metode og anvendte emissioner

Modelberegninger af deposition til hovedvandoplandene foretages med luft-

forureningsmodellen kaldet DEHM (Dansk Eulersk Hemisfærisk Model). I

DEHM beregnes emission, luftbåren transport, kemisk omsætning og afsæt-

ning af luftforurening i et tredimensionelt net af gitterceller. Beregningerne

fortages med den seneste version af DEHM, som er opdateret på en lang

række punkter set i forhold til den version, som blev anvendt i forbindelse

med Delprogram for luft under NOVANA ved rapporteringen for 2017 (El-

lermann et al., 2019a). I Ellermann et al. (2019b) er der givet en kortfattet be-

skrivelse af opdateringen af modellen.

Beregningerne af deposition foretages med en geografisk opløsning på 6 km

x 6 km i det horisontale plan, som dækker hele Danmark. Vertikalt dækker

modellen de nederste 15 km af atmosfæren, som er opdelt i 29 lag af gittercel-

ler, hvor det nederste lag er relativt tyndt (12 m), hvorefter lagene stiger i tyk-

kelsen op til de øverste lag, som er relativt tykke (2000 m).

Alle modelberegningerne er udført med meteorologiske data fra den meteo-

rologiske model WRF (Weather Research and Forecasting model). For alle be-

regnings årene (2013, 2017 og 2021) er der anvendt de samme meteorologiske

data, så den beregnede udviklingstendens alene afspejler udviklingen i emis-

sionerne og ikke variationer som følge af de naturlige variationer i meteoro-

logi fra år til år. Endvidere er der for hvert af beregnings årene foretaget mo-

delberegninger med meteorologiske data for 2016, 2017 og 2018. Resultaterne

for de tre meteorlogiske år er herefter midlet for på den måde at reducere ef-

fekten af de naturlige variationer i de meteorologiske forhold.

Modelberegningerne er baseret på de bedste tilgængelige danske og internati-

onale emissionsopgørelser, som omfatter alle de væsentlige kemiske kompo-

nenter af betydning for beregning af afsætningen af kvælstof. For Danmark an-

vendes detaljerede emissionsopgørelser med høj geografisk opløsning (1 km x

1 km) udarbejdet af DCE (Nielsen et al., 2019). For de øvrige lande baseres mo-

delberegningerne på emissionsopgørelser samlet og distribueret af EMEP

(EMEP, 2019). Yderligere informationer kan ses i Ellermann et al. (2019b).

Modelberegningerne for 2013 og 2017 er udført på basis af de enkelte landes

nationale opgørelser over de faktiske emissioner i de pågældende år, hvor

2017 er det seneste år, hvor der er tilgængelige emissionsopgørelser. Disse

data er hentet via EMEP’s database (EMEP, 2019). I rapporten præsenteres

endvidere resultater fra modelberegninger af depositionen i Danmark for de

enkelte år fra 1990 til 2017. Disse beregninger er udført i forbindelse med Del-

program for luft under NOVANA og er baseret på tilsvarende emissionsop-

gørelser (Ellermann et al., 2019c).

Fremskrivningerne af de danske og europæiske emissioner til 2021 er baseret

på de emissioner, som blev anvendt i et tidligere projekt for Miljø- og Føde-

vareministeriet (Jensen et al., 2019), hvor udviklingen i luftkvalitet og deposi-

tioner blev vurderet på basis af de vedtagne emissionsreduktioner for 2020 og

2030 i EU’s reviderede NEC-direktiv fra 2016 (EU, 2016). Det er lovpligtigt for

medlemslandene at overholde reduktionsforpligtelserne for 2020 og 2030.

Fremskrivningen til 2021 er beregnet ved interpolation mellem fremskrivnin-

gerne af danske og europæiske udledninger til 2020 og 2030, der som ud-

gangspunkt er baseret på, at medlemslandene overholder NEC-direktivets

forpligtelser. I forbindelse med det Europæiske samarbejde om emissionsop-

gørelser har DCE endvidere fået informationer om EU medlemslandenes

egne basisfremskrivninger af udledningerne til 2020 og 2030. I de tilfælde,

hvor medlemslandenes basisfremskrivninger angiver emissioner i 2020 og

2030 under NEC-direktivets krav, anvendes disse i stedet for fremskrivnin-

gerne baseret på NEC-forpligtelserne. Tabel 3.8.1.1 viser en oversigt over de

anvendt emissioner fra en række af de lande, som er vigtigst for depositionen

af kvælstof i Danmark. Endvidere angives emissionerne fra skibstrafik på

Nordsøen og Østersøen (dækker også de indre danske farvande).

Tabel 3.8.1.1.

Oversigt over de anvendte emissioner for en række af de lande, som bidrager mest til depositionen af kvælstof i

Danmark. Tal med fed skrift angiver de tal, som er baseret på antagelse om overholdelse af NEC-direktivet, mens øvrige tal for

landene er baseret på landenes egne fremskrivninger. 2020NEC angiver emissionslofterne for de enkelte lande i henhold til

NEC-direktivet (EU 2016). Emissionerne er angivet i 1000 ton. NO

er beregnet som ton NO

., hvilket følger den international

standard. Endvidere angives emissionerne fra skibstrafik på Nordsøen og Østersøen.

ark

T skla d

E gla d

Holla d

Ski e

NEC

Udviklingstendens 2013 til 2017

Figur 3.8.1.1 viser den målte udvikling for depositionen af kvælstof på danske

landområder siden 1990. Værdierne angiver gennemsnit for de fire danske

landområder, hvor den samlede kvælstofdeposition bestemmes. Figuren viser

til sammenligning også udviklingstendensen ved målestationerne beregnet

med DEHM. Såvel målinger som modelberegninger viser et fald i depositionen

på omkring 35%. Faldet har primært fundet sted frem til omkring 2005, hvoref-

ter niveauerne har været relativt stabile. Variationerne fra år til år skyldes de

naturlige variationer i de meteorologiske forhold. Sammenligningen viser god

overensstemmelse mellem målinger og modelberegninger, hvilket viser, at kva-

liteten af modelberegningerne er høj, og at modellen er egnet til at foretage sce-

narieberegninger for den fremtidige udvikling i depositionen af kvælstof.

Figur 3.8.1.1.

Udviklingstendens

for deposition af kvælstof til dan-

ske landområder i perioden fra

1990 til 2017. Tallene angiver

den gennemsnitlige deposition for

de fire danske målestationer,

hvor depositionen bestemmes.

Modelberegningerne er foretaget

med DEHM. Beregningerne er fo-

retaget i regi af Delprogram for

luft under NOVANA (Ellermann et

al., 2019c).

I figur 3.8.1.2 (venstre) er der zoomet ind på perioden fra 2013 til 2017, da det

er udviklingen siden 2013, som har fokus i nærværende projekt. Igen er der

god overensstemmelse mellem målinger og modelberegninger, omend

flukutationerne mellem årene er lidt større for målingerne end for

modelberegningerne. Både målinger og modelberegninger viser, at der ikke

er sket nogen signifikant ændring i kvælstofdepositionen i perioden fra 2013

til 2017. Figur 3.8.1.2 (højre) viser den relative ændring i emissionerne fra 2013

til 2017 for de forskellige kildeområder i Europa, som bidrager mest til

depositionerne i Danmark. For visse områder ses en stigning på omkring 10%,

og for andre ses et tilsvarende fald, mens hovedparten af områderne har stort

set uforandrede emissioner. At der ikke ses nogen signifikant ændring i

depositionerne er derfor i overenstemmelse med forventningerne baseret på

det samlede billede af ændringerne af emissionerne.

Figur 3.8.1.2.

Venstre: Udviklingstendens for målt og modelberegnet deposition af kvælstof som gennemsnit for de fire

målestationer. De stiplede linjer angiver tendenslijner beregnet med lineær regression. Højre: Relative ændringer i de samlede

emissioner af kvælstof fra 2013 til 2017. Emissionerne af kvælstof fra NH

og NO

er vægtet med henholdsvis 0,62 og 0,38,

hvilket svarer til forholdet mellem den andel af depositionen, som kommer fra NH

og NO

i 2017 (Ellermann et al., 2019a).

Beregninger i forbindelse med Delprogram fra luft under NOVANA har vist, at dette forhold er relativt konstant inden for de

senest år. Skibe angiver emissionerne af NO

fra skibstrafik i Nordsøen, De indre danske farvande og Østersøen. ”Andre”

angiver de kildeområder i den europæiske region, som ikke er nævnt særskilt i figuren.

Udviklingstendens 2013 til 2021

I forbindelse med scenarieberegningerne er der foretaget modelberegninger af

depositionen af kvælstof med emissioner for 2013, 2017 og 2021 ved konstant

meteorologi. Det er valgt at udføre beregningerne for hvert af beregnings årene

med meteorologiske data for de tre år 2016, 2017 og 2018. Resultaterne for de

tre meteorologiske år er herefter midlet for på den måde at udglatte effekterne

af de naturlige variationer i vejrforhold fra år til år.

De landsdækkende modelberegninger med konstant meteorologi viser, at

depositionen af kvælstof til danske landområder er stort set uændret fra 2013

(55.000 ton) og 2017 (54.000 ton). Fra 2017 til 2021 beregnes et fald fra 54.000

ton til 48.000 ton årligt, hvilket svarer til et fald på omkring 12%. Figur 8.1.3

(venstre)

viser

den

modelberegnede

udviklingstendens

for

kvælstofdepositionen (per ha) for de fem regioner og hele Danmark. Faldet er

lidt større på Sjælland (12%) og mindst i Nordjylland (10%), men forskellen i

udviklingen er lille. Niveauet for depositionen varierer med omkring 40%

med højest afsætning i Syddanmark og lavest i Hovedstaden.

Figur 3.8.1.3 (højre) viser den beregnede udvikling i emissionerne. Fra 2013 til

2017 er det baseret på de nationale opgørelser over de faktiske emissioner.

Ændringen frem til 2021 er for EU-landene baseret på de nationale

emissionslofter under NEC-direktivet. Dog er nationale fremskrivninger

anvendt i de tilfælde, hvor fremskrivningerne ligger under de nationale

emissionslofter. Emissionerne for 2020 er inkluderet i figuren, så det fremgår,

hvorledes de nationale emissionslofter påvirker udviklingen i emissionerne. De

modelberegnede ændringer i depositionen er i god tråd med forventningerne

baseret ud fra det samlede billede for ændringerne af emissionerne i Europa.

Figur 3.8.1.3.

Venstre: Scenarieberegninger af udviklingstendens for deposition af kvælstof for de danske regioner og hele

Danmark. Beregningerne for 2013, 2017 og 2021 er middel for de tre meteorologiske år 2016, 2017 og 2018. Højre: Relative

ændringer i de samlede emissioner af kvælstof fra 2013 til 2021. Emissionerne af kvælstof fra NH

og NO

er vægtet med

henholdsvis 0,62 og 0,38, hvilket svarer til forholdet mellem den andel af depositionen, som kommer fra NH

og NO

i 2017

(Ellermann et al., 2019a). Beregninger i forbindelse med Delprogram fra luft under NOVANA har vist, at dette forhold er relativt

konstant inden for de senest år. Skibe angiver emissionerne af NO

fra skibstrafik i Nordsøen, De indre danske farvande og

Østersøen. ”Andre” angiver de kildeområder i den europæiske region, som ikke er nævnt særskilt i figuren.

Tabel 3.8.1.2 angiver den forventede deposition af kvælstof i 2021 fordelt på

de 23 danske hovedvandoplande samt et mindre tysk hovedvandopland

umiddelbart syd for den danske-tyske grænse. Figur 3.8.1.4 viser den

geografiske fordeling af depositionen. Der ses en aftagende gradient med

højest deposition mod syd og lavest desposition mod nord. Envidere er

depositionen aftagende fra øst mod vest. Den geografiske fordeling afspejler

dels forskelle i de meteorologiske forhold og dels den goegrafiske variation af

kilderne. I Jylland er nedbørsmængderne højere end på Sjælland og Øerne,

hvilket fører til øget deposition i Jylland. Endvidere er de danske emissioner

af kvælstof højere i Jylland end på Sjælland, og de østlige øer og Jylland ligger

relativt tæt på de store emissionsområder i Holland og den nordvestlige del

af Tyskland.

Tabel 3.8.1.2.

Gennemsnitlig årlig afsætning af kvælstof til hovedvandoplande. Dels angivet i deposition per areal enhed

(kgN/ha) og dels samlet til hovedvandoplandene (1000 ton). Beregningerne til 2013 og 2017 er baseret på faktiske emissioner,

mens 2021 er en fremskrivning. Depositionenen er for alle beregnings årene gennemsnit for de meteorologiske forhold i perio-

den fra 2016 til 2018.

Hovedva

dopla d

Nordlige Kattegat, Skagerak

Li fjorde

Mariager Fjord

Nissu Fjord

Ra ders Fjord

Djursla d

Aarhus Bugt

Ri gkø i g Fjord

Horse s Fjord

Vadehavet

Lille ælt/J lla d

Lille ælt/F

Ode se Fjord

Store ælt

Det S df ske Øhav

Kalu d org

Isefjord og Roskilde Fjord

Øresu d

Køge Bugt

S åla dsfarva det

Østersøe

Bor hol

Vidå-Kruså

I ter atio alt Vidå-Kruså

Sa let for Da ark

kgN/ha

Konklusion og diskussion af usikkerheder

Samlet set forventes et fald i depositionen af kvælstof til danske landområder

fra 55.000 ton i 2013 til 48.000 ton i 2021. Dette er et fald på omkring 6.000 ton.

Dette er noget mindre end vurderet i 2014, hvor der blev beregnet et forventet

fald fra 60.000 ton i 2012 til 51.000 ton i 2021 svarende til et samlet fald på 9.000

ton (Jensen et al, 2016). Der er en del årsager til denne ændring:

•

Der er anvendt to forskellige udgangspunkter for fremskrivningerne (2012

mod 2013). Dette har dog nok kun mindre betydning, da der ikke har været

de store ændringer i emissionerne fra 2012 til 2013.

•

De nye beregninger er baseret på opdaterede og forbedrede emissioner.

•

DEHM og de meteorologiske input-data er blevet forbedret siden bereg-

ningerne i 2014.

•

Der er forskel i de meteorologiske forhold anvendt til beregningerne (se

nedenfor).

På basis af navnlig de forbedrede emissionsdata vurderes resultaterne præ-

senteret i nærværende rapport at være de mest korrekte. For de forventede

depositioner for 2021 er forskellen mellem den nye og gamle opgørelse end-

videre kun på 6 %, hvilket ligger inden for den usikkerhed, som denne type

modelberegninger kan udføres med (±40%, Ellermann et al., 2019a). Der er

derfor ikke ændret signifikant i forventningerne til depositionen i 2021.

Figur 8.1.4.

Den forventede geografiske fordeling af kvælstofdepositionen til hovedvandoplandene i 2021. De røde tal viser ho-

vedvandoplandenes nummer, og de sorte tal angiver kvælstofdeposition per arealenhed (kgN/ha). Navnene på hovedvandop-

landene fremgår af tabel 2. Kortet er hentet fra Miljø- og fødevareministeriets Miljøgis (http://miljoegis.mim.dk/cbkort?&pro-

file=vandrammedirektiv2-bek-2019).

Ved at sammenligne resultaterne for de tre forskellige meteorologiske år (tabel

3.8.1.3) er det muligt at vurdere, hvordan de naturlige meteorologiske variatio-

ner fra år til år påvirker depositionen og udviklingstendensen. For det samme

beregnings år er der fra 4.600-5.900 ton forskel mellem depositionen, hvilket

svarer til omkring 10 %. Variationen mellem de meteorologiske år er derfor af

samme størrelsesorden, som den beregnede ændring fra 2013 til 2021.

Endvidere er der omkring 1.000 ton forskel mellem den forventede ændring i

kvælstofdepositionen fra 2013 til 2017 alt efter, hvilket meteorologisk år der

vælges. Til gengæld er den relative ændring nogenlunde uafhængig af det

meteorologiske år. Brug af gennemsnit af tre meteorologiske år har derfor gi-

vet væsentlig større sikkerhed for de beregnede fremskrivninger.

Tabel 3.8.1.3.

Forskel i beregnet deposition af kvælstof for hvert af de tre meteorologiske

år 2016, 2017 og 2018. Endvidere angives forskellen i deposition mellem de tre meteoro-

logiske år, og hvordan de tre meteorologiske år påvirker den beregnede ændring i deposi-

tionen fra 2013 til 2021.

Bereg i gsår

Forskel fra

til

Meteorologisk år

kto

Ge e s it

Forskel elle

eteorologiske år

Fremskrivninger af emissionerne til 2021 er den faktor, som giver den største

usikkerhed. I dette projekt er det valgt, at alle EU-medlemslande overholder

emissionslofterne angivet i NEC-direktivet, med mindre de nationale frem-

skrivninger angiver forventede emissioner under emissionslofterne. Det er en

forudsætning for opnåelse af et fald på omkring 12 %, at disse antagelser holder.

For en række lande (herunder Danmark for ammoniakemissionerne) gælder,

at de nationale basisfremskrivninger viser, at disse lande ikke vil kunne imø-

dekomme de bindende emissionslofter uden at implementere yderligere til-

tag. Om dette er muligt, kan ikke vurderes her.

For andre lande er forventningerne, at landene vil overopfylde emissionslof-

terne. Det gælder for eksempel for Tyskland vedrørende emissionerne af

NOx. I de her anvendte emissioner er der taget udgangspunkt i fremskrivnin-

gerne fra 2018, hvor Tyskland vurderede, at emissionerne af NO

ville være

omkring 828.000 ton i 2020, hvilket er pænt under emissionsloftet på 1007.000

ton. For nyligt har Tyskland indrapporteret nye fremskrivninger af emissio-

nerne af NOx, og her et år senere vurderes emissionerne til at være på 958.000

ton (Nielsen, 2019), hvilket fortsat er under emissionslofterne, men omkring

15 % højere end fremskrivningen fra 2018. Det skal bemærkes, at de nye frem-

skrivninger fra 2019 er kommet så sent, at det ikke har været muligt at benytte

disse til scenarieberegningerne foretaget i dette projekt.

Alt i alt vurderes, at usikkerhederne på fremskrivningerne af emissionerne er

meget store, hvilket igen betyder, at usikkerheden på beregning af den for-

ventede deposition i 2021 er stor. Hvor stor er vanskeligt at vurdere, men

umiddelbart vurderes, at usikkerheden på fremskrivningen vil være mindst

lige så stor eller større end den ændring, som forventes fra 2013 til 2021. End-

videre skal det bemærkes, at det er en meget stor opgave at vurdere usikker-

hederne på fremskrivningerne, og at det ikke ligger inden for dette projekts

rammer at foretage en sådan vurdering.

3.8.2 Estimering af reduceret deposition på udvaskningen

Jørgen E. Olesen

Kvælstof afsættes på hele landarealet, og effekten af den afsatte kvælstof-

mængde må forventes at afhænge af både arealtype og tidspunkt på året for

afsætningen. Jensen et al. (2014) anvendte en generel udvaskningsfaktor på 40

%. Dette blev revurderet til ca. 35 % af Jensen et al. (2016) baseret på opgørelse

af depositionens tidsmæssige fordeling på året. Ingen af disse studier vurde-

rede dog effekten af arealanvendelse på kvælstofudvaskningen.

Her skelnes mellem udvaskningen i vækstperioden (marts til juli) og den re-

sterende periode (august til februar). Opgørelse af depositionens gennemsnit-

lige fordeling over året med udgangspunkt i de ovennævnte modellerede

data viser, at 54,8 % af kvælstofdepositionen afsættes i perioden marts til juli.

Arealfordelingen af forskellige arealanvendelser for det danske landareal for

2016 er vist i tabel 3.8.2.1. Året 2016 er valgt, fordi det ligger centralt i perioden

2012 til 2021. De væsentligste arealanvendelser er landbrug med 60.5 % og

skove og natur med 23.5 %. For hver type arealanvendelse er der i tabel 3.8.2.1

angivet udvaskningsfaktor for deponeret N for henholdsvis perioden marts

til juli (vækstsæsonen) og august til februar. Udvaskningsfaktorer angiver,

hvor stor en del af kvælstoffet, der udvaskes fra rodzonen.

Tabel 3.8.2.1

Fordeling af arealanvendelse i 2016 og tilhørende udvaskningsfaktorer for

perioderne marts-juli og august-februar.

Areal andel

Arealanvendelse

Byer og kunstige overflader

Veje og jernbaner

Skov og natur

Søer og vandløb

Landbrug, bar jord/spildkorn

Landbrug, efterafgrøder

Landbrug, græs

Landbrug, vinterraps

Landbrug, vintersæd

(%)

8.0

5.8

23.6

2.2

13.9

9.3

14.7

4.0

18.5

Udvaskningsfaktor (%)

Marts-juli

100

August-februar

100

Kvælstof tilført på landbrugsarealet i vækstperioden antages at have en ud-

vaskningsfaktor på 20 % (Børgesen et al., 2015). Udvaskningen af deponeret

kvælstof på landbrugsarealet uden for denne vækstsæson må formodes at af-

hænge af vegetationsdækket. Dog må det formodes, at en større andel af de-

poneret N udvaskes uden for vækstsæsonen, selv på arealer med vegetations-

dække, på grund af lavere vækst og større afstrømning i vinterperioden. Ef-

fekten er skønnet for de forskellige vegetationsdækker for efterårs- og vinter-

perioden på landbrugsarealet (3.8.2.1). For søer og vandløb er udvasknings-

faktoren sat til 100 %, da kvælstof her deponeres direkte i recipienten. For

skove og natur er der benyttet lavere udvaskningsfaktor end for landbrug, da

disse arealer generelt er ugødede. For byer og kunstige overflader antages en

del af det deponerede kvælstof at blive ført direkte med vandafledning til re-

cipienten, og dette er i endnu højere grad tilfældet for veje og jernbaner. Der-

for er udvaskningsfaktoren skønnet at være højere for disse arealtyper. Samlet

fås en areal- og tidsvægtet udvaskningsfaktor på 33 %. Der er dog knyttet en

usikkerhed til dette estimat, og der benyttes i det følgende et usikkerhedsin-

terval for udvaskningsfaktoren på 30-36 %.

Den samlede reduktion i depositionen er beregnet til 6.417 ton N/år over pe-

rioden 2013 til 2021 (tabel 3.8.1.2). Det antages, at dette også gælder for perio-

den 2012 til 2021, da der ikke blev observeret ændringer i depositionen i star-

ten af perioden. Dette giver en samlet reduktion i udvaskningen på 1925 til

2310 ton N/år, når usikkerheden i udvaskningsfaktoren tages i betragtning.

Denne usikkerhed medtager dog ikke usikkerheder i de nødvendige yderli-

gere tiltag frem mod 2021 til reduktion af kvælstofemissionerne og usikker-

heder i vejrforhold, der også påvirker depositionen.

Tabel 3.8.2.2.

Fordeling af effekt på reduceret N udvaskning fra reduceret deposition på

oplandene i 2018 og 2021 i forhold til 2012.

Reduceret udvaskning (ton N/år)

2018

Opland

1.1 Nordlige Kattegat

1.2 Limfjorden

1.3 Mariager Fjord

1.4 Nissum Fjord

1.5 Randers Fjord

1.6 Djursland

1.7 Århus Bugt

1.8 Ringkøbing Fjord

1.9 Horsens Fjord

1.10 Vadehavet

1.11 Lillebælt – Jylland

1.12 Lillebælt – Fyn

1.13 Odense Fjord

1.14 Storebælt

1.15 Sydfynske Øhav

2.1 Kalundborg Fjord

2.2 Isefjord og Roskilde Fjord

2.3 Øresund

2.4 Køge Bugt

2.5 Smålandsfarvand

2.6 Østersøen

3.1 Bornholm

4.1 Kruså og Vidå

Hele landet

Min

-1

144

Max

-1

173

Min

102

310

147

162

232

109

155

1925

2021

Max

122

372

176

194

278

130

186

111

2310

Det skal bemærkes, at reduktionen i depositionen i perioden 2012 til 2018 kun

er opgjort til 479 ton N/år svarende til en reduktion i N udvaskningen på 144

til 173 ton/år. Langt hovedparten af reduktionen i depositionen og den resul-

terende udvaskning vil derfor skulle ske i perioden fra 2018 til 2021.

Konklusion

Ved Revurdering af baseline (Jensen et. al 2016) blev effekten af reduktionen

i deponeret kvælstof estimeret til ca. 3000 ton, og der blev ikke beregnet en

usikkerhed på estimatet. Det nye lavere estimat på 1925-2310 ton N skyldes

primært, at det forventede fald i deposition i nærværende rapport er mindre

(kapitel 3.8.1). Den reviderede udvaskningsfaktor ligger på niveau med ud-

vaskningsfaktoren i Jensen et al. (2016).

3.9 Efterafgrøder

Effekten af de målrettede efterafgrøder skal ikke inddrages i denne opdate-

ring af baseline 2021. Anvendelsen af pligtige efterafgrøder er uændret i for-

hold til Revurdering af baseline i 2015, hvorfor de ikke behandles yderligere.

3.10 Slæt i stedet for afgræsning på konventionelle kvægbrug

Troels Kristensen & Jørgen E. Olesen

I konventionel kvægproduktion er der en udvikling mod, at en stigende andel

af græsarealet udnyttes til slæt i stedet for afgræsning. Denne udvikling vil

reducere udvaskning fra rodzonen. Det sker primært, fordi afsætningen af

urin og gødning under afgræsning giver en stor markvariation i N-koncentra-

tionen, som trods en kun lidt højere N-overskud på markniveau sammenlig-

net med slæt bidrager til en højere udvaskning (Kristensen et al. 2011). Æn-

dringer i andel af græs, som slættes, er udelukkende beregnet for de konven-

tionelle malkekvægsbedrifter, idet ændringer af udnyttelsen i græsmarken

ved overgang til økologisk drift er indregnet i estimatet for ændringer i ud-

vaskningen ved omlægning til økologi.

Ændringer i mælkeproduktionen

I Jensen et al. (2016) blev der beregnet en forventet reduktion i arealet med

græs udnyttet til afgræsning på 16.800 ha i den konventionelle mælkeproduk-

tion ud fra antagelser om en uændret total mælkeproduktion i Danmark, en

stigning i den økologiske produktion på 2 % og en faldende andel af konven-

tionelle dyr på græs, samt en ydelsesstigning per ko på 160 kg mælk årligt i

perioden fra 2012 til 2021.

Den faktiske mælkeproduktion i Danmark er perioden fra 2012 til 2018 steget

med 699 mio. kg, og der har været en årlig stigning i ydelsen pr. ko på 233 kg

mælk. Det betyder, at der trods en stigning i den samlede produktion, stort

set har været et uændret antal malkekøer. Andel af økologisk mælk er i

samme periode steget fra 9,4 til 11,8 %, se tabel 3.10.1.

Ved en lineær fremskrivning af udviklingen i produktionen totalt og pr. ko

vil der, som det fremgår af tabel 3.10.1, være et næsten uændret antal malke-

køer i 2021 sammenlignet med 2012. Udviklingen i andel økologi er antaget

som for scenarie B, afsnit 3.4 i denne rapport, med en samlet andel af økolo-

gisk produktion på 14 % i 2021 af det samlede landbrugsareal i Danmark.

Dette scenarie er valgt, fordi mælkeproduktion er den driftsgren med størst

andel af økologi, og eftersom den økologiske mælkeproduktion udgør 11,8 %

i 2018 og dermed allerede har oversteget den generelle andel af produktions-

arealet, der dyrkes økologisk, estimeret for scenarie A på 11 % i 2021, afsnit

3.4 i denne rapport.

Ved vurderingen af andel af konventionelle dyr, der afgræsser, indgår, at be-

sætningsstørrelsen er stigende fra 145 køer pr. bedrift i 2012 til forventet 225

køer i 2021, da flere undersøgelser har påvist en nedgang i andel af dyr på

græs ved stigende besætningsstørrelse (Kristensen et al., 2011; Kristensen &

Sørensen, 2017). Den estimerede andel af konventionelle dyr på græs i 2018 er

baseret på resultater fra Kristensen & Sørensen (2017), mens den lidt mindre

andel i 2021 er estimeret ud fra den negative sammenhæng mellem besæt-

ningsstørrelse og andel af dyr på græs.

Ved beregning af det afgræssede areal er der antaget en optagelse af græs på 725

FE for konventionelle køer på græs og på 650 FE for konventionelt opdræt på

græs årligt, samt et udbytte på 6.000 FE årligt fra græsmarken (Kristensen, 2015).

Tabel 3.10.1.

Mælkeproduktion i Danmark 2012 og 2018 baseret på Danmarks Statistik og lineær fremskrivning heraf til 2021

samt andele af konventionelle køer på græs, som angivet i teksten og det konventionelle græsareal, der afgræsses.

År

Mælkeproduktion indvejet, mio. kg

Andel økologiske, %

Ydelse pr. ko, kg mælk leveret årligt

Køer pr. bedrift, stk

Antal årskøer, 1000 stk

Heraf konventionelle, 1000 stk

Andel konventionelle køer på græs, %

Andel konventionelle ungdyr på græs, %

Afgræsning, konventionel, ha

2012

4995

9,4

8500

145

587

532

42800

2018

5694

11,8

9900

200

575

507

36000

2021

6095

14,0

10600

228

575

494

33500

Lineær fremskrivning ud fra produktion 2012 til 2018 Danmarks Statistik.

Baseret på disse forudsætninger er det samlede areal med afgræsset græs på

de konventionelle malkekvægsbrug beregnet til henholdsvis 42.800, 36.000 og

33.500 ha i de tre år, svarende til en reduktion i arealet med konventionelt

græs som afgræsses på 6.800 ha fra 2012 til 2018 og på 9.300 ha fra 2012 til

2021. Dette estimat er lavere end de 17.000 ha anvendt i Jensen et al (2016).

Det lavere estimat skyldes primært, at der her regnes med en stigning i den

samlede mælkeproduktion mod en stagnation i Jensen et al (2016). Det bety-

der, at antallet af konventionelle køer i denne vurdering er på 494.000 mod

440.000 beregnet ud fra baggrunddata til Jensen et al (2016) trods den større

økologiske andel af mælkeproduktionen og større ydelsesstigning pr. ko i

denne rapport sammenlignet med Jensen et al (2016).

Effekten på udvaskning

Ved beregning af kvælstofeffekt på konventionelle kvægbrug er der anvendt

samme effekt som i Jensen et al (2016) og fordeling heraf mellem jordtyper

svarende til 85 % af græsarealet på sandjord (JB1‐4) og 15 % på lerjord (>JB4).

Effekten på udvaskning fra rodzonen er i Kristensen et al. (2011) beregnet til

10-60 kg N/ha i sandjord og 0-25 kg N/ha i lerjord. Det antages, at der anven-

des slæt i stedet for afgræsning på 6.800 ha og 9.300 ha konventionelt græs i

henholdsvis 2018 og 2021 i forhold til 2012, hvorved en samlet effekt kan be-

regnes som vist i tabel 3.10.2.

Tabel 3.10.2.

Reduktion i areal med afgræsning på konventionelle kvægbrug i henholdsvis 2018 og 2021 i forhold til 2012 og

kvælstofeffekt i 2021 estimeret for sandjord, lerjord og i alt.

2018

Sandjord

Reduktion i areal med afgræsning, ha

Reduktion i udvaskning fra rodzonen ved

slæt i forhold til afgræsning, kg N/ha

Samlet reduktion i udvaskning

fra rodzonen, tons N

- 347

0 - 26

58 - 372

79 - 474

0 - 35

79 - 509

5780

- 60

Lerjord

1020

0 - 25

I alt

6800

Sandjord

7900

10 - 60

2021

Lerjord

1400

0 - 25

I alt

9300

Effekt på oplande fordelt ud fra arealet med konventionelt græs i omdrift i

2012 er vist i tabel 3.10.3.

Tabel 3.10.3.

Reduktion i udvaskning (ton N) fra rodzonen forårsaget af mindre andel afgræsning i konventionelt kvægbrug i

henholdsvis 2018 og 2021 opgjort i forhold til 2012 og fordelt på hovedvandoplande ud fra arealet med konventionelt græs i

2012.

Effekt udvaskning fra rodzonen

Areal 2012

(ton N)

Hovedvandopland

Konventionel græs i omdrift

Fordeling

(ha)

andel

2018

2021

1,1 Nordlige Kattegat, Skagerrak

1,2 Limfjorden

1,3 Mariager Fjord

1,4 Nissum Fjord

1,5 Randers Fjord

1,6 Djursland

1,7 Århus Bugt

1,8 Ringkøbing Fjord

1,9 Horsens Fjord

1,10 Vadehavet

1,11 Lillebælt/Jylland

1,12 Lillebælt/Fyn

1,13 Odense Fjord

1,14 Storebælt

1,15 Det Sydfynske Øhav

2,1 Kalundborg

2,2 Isefjord og Roskilde Fjord

2,3 Øresund

2,4 Køge Bugt

2,5 Smålandsfarvandet

2,6 Østersøen

3,1 Bornholm

4,1 Vidå-Kruså

Hele landet

16.416

62.191

3.943

10.657

15.825

3.275

2.054

23.608

2.274

45.675

7.314

2.473

2.575

947

1.808

2.421

6.806

2.853

1.866

5.301

1.646

2.297

10.401

234.626

0,07

0,27

0,02

0,05

0,07

0,01

0,10

0,01

0,19

0,03

0,01

0,00

0,01

0,03

0,01

0,02

0,01

0,04

1,00

372

135

509

Konklusion

Overgang fra afgræsning til slæt vil reducere udvaskningen fra rodzonen med

79 til 509 ton N i 2021 sammenlignet med 2012. Variationen skyldes, at den

konkrete effekt vil afhænge af driftspraksis, som f.eks. belægningen på de af-

græssede arealer, fordeling af afgræsning over året og mellem marker. Her-

udover er der en usikkerhed forårsaget af, at andel af køer på græs og deres

årlige optag af græs, ikke fremgår af de normale statistiske opgørelser. Niveau

og udviklingen er således baseret på en sammenstilling af forskellige under-

søgelser over tid. Derfor afhænger sikkerheden af de enkelte undersøgelsers

repræsentativitet for kvægbrug generelt i Danmark.

3.11 Udvikling i udbytter og kvælstofnorm

Jørgen E. Olesen, Gitte Blicher-Mathiesen, Finn P. Vinther, Johannes L. Jensen, &

Ingrid K. Thomsen

Indledning

Udviklingen i forskellen mellem tilførte kvælstofmængder i gødning og hø-

stet kvælstof i kerner som følge af teknologisk udvikling i dyrkning og sorter

kan give anledning til ændringer i den samlede kvælstofbalance, som også vil

påvirke udvaskningen. Der gives her en gennemgang af de tilgængelige data

med henblik på at estimere udviklingen i kvælstofbalancen opgjort som for-

skellen mellem tilført og høstet kvælstof ved gødskning ved de økonomisk

optimale normer i perioden 2012 til 2018.

Udviklingen i høst/kerne- og kvælstofudbytter (afsnit 1 nedenfor) er analy-

seret ved to tilgange. Der er gennemført en analyse baseret på Danmarks Sta-

tistiks opgørelser. Denne analyse er udførligt beskrevet i Bilag 1, og nedenfor

i afsnit 1.1 er der alene givet en kort sammenfatning. En anden analyse er ba-

seret på forsøg med stigende N under Landsforsøgene med vinterhvede og

vårbyg (afsnit 1.2).

Analysen af udviklingen i kvælstofnormer (afsnit 2) er baseret på Normud-

valgets indstillinger til Landbrugsstyrelsen af de økonomisk optimale nor-

mer. Denne analyse er udførligt beskrevet i Bilag 2, og nedenfor i afsnit 2.1 er

der alene givet en kort sammenfatning. Supplerende analyser af vinterhvede

og vårbyg fra forsøg med stigende gødningsmængder i Landsforsøgene (SE-

GES) vedr. økonomisk optimale normer er beskrevet i afsnit 2.2

Endelig i afsnit 3 er der set på relationer mellem udbytter og normer, og der

gives et samlet estimat af, hvilken effekt dette måtte have på udvaskningen.

1. Udbytter

1.1 Udbytter fra Danmarks Statistik

Udviklingen i udbytter og arealfordeling som opgjort af Danmarks Statistik

er beskrevet i bilag 1, og her gives en kort sammenfatning:

Udviklingen i arealer og høstudbytter (hkg/ha/år) med tilhørende trends

for perioden (1990) 2006-2017:

•

Det samlede areal med vårbyg og vinterhvede er i hele perioden 1990-2018

reduceret med ca. 3.500 ha/år og med ca. 6.100 ha/år i perioden 2006-2018.

Det samlede kornareal er i 2006-2018 reduceret lidt mindre (ca. 4.500

ha/år), bl.a. fordi især arealet med vinterrug i den seneste periode er steget

fra ca. 30.000 ha til 100.000 ha.

•

Analyser af vinterhvede og vårbyg i perioden 1990-2017 viser, at udbytte-

trenden for vinterhvede varierede mellem 0,2 og 3,4 hkg/ha/år og for vår-

byg mellem 0,2 og 1,5 hkg/ha/år afhængig af periode og antal år i bereg-

ningen. For begge afgrøder ses den største stigning de seneste 5-10 år.

•

For alle afgrøder, undtagen majs til ensilering, har der været en positiv

trend i høstudbytter i perioden 2006-2017. Trenden varierer mellem 0,8 og

1,7 hkg/ha/år for hhv. vinterhvede og vinterrug, og for korn i alt er den

beregnet til 0,9 hkg/ha/år. Udbytterne i sukkerroer og kartofler er steget

med hhv. ca. 12,7 og 4,4 hkg/ha/år, græs i omdrift med ca. 1 AE/ha/år,

og i majs er udbyttet faldet med ca. 0,3 AE/ha/år.

Udviklingen i kvælstofudbytter (kg N/ha) med tilhørende trends for perio-

den 2006-2017:

•

For korn og raps har der været en positiv trend for alle afgrødetyper varie-

rende fra 0,7 kg N/ha/år for vinterhvede og vinterbyg til 1,4 kg N/ha/år

for vinterrug og vinterraps. For vårbyg er udbyttestigningen beregnet til 1,0

kg N/ha/år og for korn i alt til 0,6 kg N/ha/år. For rodfrugter, bælgsæd og

grovfoder, undtagen majs, har der ligeledes været en positiv trend varie-

rende fra 1,2 kg N/ha/år for kartofler til 3,3 kg N/ha/år for hestebønner.

En negative trend for majs til ensilering er beregnet til -1,2 kg N/ha/år.

•

Den gennemsnitlige kvælstofudbyttetrend i perioden 2006-2017, dels med

den aktuelle afgrødefordeling og dels med den samme gennemsnitlige afgrø-

defordeling i alle årene, er beregnet til hhv. 0,8 og 1,2 kg N/ha/år. Udbytte-

trenden med den samme gennemsnitlige afgrødefordeling i alle årene falder

til 0,9 kg N/ha/år, når årene 2016-2017 uden normreduktion udelades.

Udviklingen i kvælstofudbytter (kg N/ha) med tilhørende trends for peri-

oden 1990-2017:

•

For vinterhvede har udbyttetrenden varieret mellem -0,7 og 3,6 kg

N/ha/år og for vårbyg mellem 0 og 1,8 kg N/ha/år afhængig af periode

og antal år. Startåret for beregningen har stor betydning for den beregnede

trend.

•

Den gennemsnitlige afgrødevægtede trend har varieret mellem 0 og 2,3 kg

N/ha/år afhængig af periode og antal år. En gennemsnitlig trend for pe-

rioden fra midt 1990erne til 2017 er estimeret til 0,6 kg N/ha/år.

1.2 Udbytter fra Landsforsøgene med stigende N

SEGES gennemfører hvert år et stort antal gødningsforsøg med stigende N,

som udgør det primære grundlag for udarbejdelsen af kvælstofnormerne.

Forsøgene anlægges normalt i dyrkede marker, således at de er tæt knyttet til

praksis mht. sorter, planteværn og lignende. Der gennemføres ca. 1.000 forsøg

årligt, hvoraf ca. 175 er gødningsforsøg.

Med henblik på at estimere udviklingen i høstudbytter ved økonomisk optimal

N-tilførsel er der for vinterhvede og vårbyg gennemført beregninger af økono-

misk optimale normer, som i detaljer er beskrevet i Drejebogen (2018). Metoden

er kort beskrevet i afsnit 2 – Kvælstofnormer. Ud fra disse beregninger er det

muligt også at beregne et høstudbytte (hkg/ha) og et kvælstofudbytte (kg

N/ha) ved økonomisk optimal kvælstofgødskning. Det skal nævnes, at høstud-

bytter er estimeret ved økonomisk optimal kvælstof-gødskning uden protein-

indregning, mens kvælstofudbyttet er estimeret ved økonomisk optimal kvæl-

stofgødskning med proteinindregning. Der er dog stort set ingen forskel i høst-

udbyttet afhængig af, om det estimeres ved økonomisk optimal tilførsel med

eller uden proteinindregning (figur 3.11.1 og 3.11.2). Det fremgår af figur 3.11.1

og 3.11.2, at der er en betydelig variation mellem årene, som primært skyldes

forskelle i vejrforholdene. Desuden ses i de indsatte tabeller, at perioden for op-

gørelse har en afgørende betydning for den beregnede trend.

Figur 3.11.1 viser udviklingen i kerneudbytter, og for både vinterhvede og

vårbyg er der beregnet positive trends; 0,5 hkg/ha/år for vinterhvede og 0,7

hkg/ha/år for vårbyg. Indsatte tabeller viser trends for sammenlignelige 10-

års perioder. Disse to afgrøder udgør tilsammen omtrent halvdelen af det dyr-

kede areal, og den gennemsnitlige ændring i høstudbytte af netop vårbyg og

vinterhvede er væsentlige faktorer i normfastsættelsen, idet ændringen i disse

afgrøder er bestemmende for ændringen i udbytte- og kvælstofnorm for græs

og andet grovfoder (Drejebogen, 2018).

Figur 3.21.1.

Høstudbytter (hkg/ha) for vinterhvede (tv) og vårbyg (th) estimeret ved økonomisk optimal kvælstofgødskning

uden proteinindregning.

I relation til baseline er det mest relevant at se på udviklingen i kvælstofud-

bytter, som er vist i figur 3.11.2. Trenden for hele perioden er beregnet til 0,4

kg N/ha/år for vinterhvede og 1,2 kg N/ha/år for vårbyg. Trenden er dog

beregnet for forskellige perioder i de to afgrøder. Indsatte tabeller viser ud-

byttetrends for delperioder på 10 år mellem 2002 og 2017, hvor det fremgår,

at trenden i den seneste 10-årsperiode er beregnet til 1,3 kg N/ha/år for vår-

byg og -0,4 kg N/ha/år for vinterhvede.

Figur 3.11.2.

Kvælstofudbytter (kg N/ha) for vinterhvede (tv) og vårbyg (th) estimeret ved økonomisk optimal kvælstofgødskning

med proteinindregning. Beregnet ud fra Landsforsøgene for forsøgsdata med stigende N.

Sammenlignes udbytterne i figur 3.11.1 og 3.11.2 opgjort ved økonomisk op-

timal N-tilførsel med udbytter i bilag 1 opnået i praksis, dvs. fra Danmarks

Statistik, vil man se, at sidstnævnte er noget lavere, og at estimerede trends er

lavere. Dette er ikke overraskende, da afgrøderne i praksis indtil 2016 som

følge af normreduktion er dyrket under kvælstofbegrænsende forhold. Speci-

elt synes især vinterhvede at have været påvirket af dette, hvorimod vårbyg

synes at have klaret sig bedre under disse forhold (sammenlign med figur 3

og 9 i Bilag 1).

1.3 Estimeret trend for perioden 2012-2021

Analyser af data fra de opgjorte udbytter på landsplan viser, at der er betyde-

lige usikkerheder knyttet til estimering af udbyttetrenden. Der er flere årsager

til dette. Dels er der er på grund af variation i vejrforhold en ganske stor vari-

ation i udbytter fra år til år, som gør det vanskeligt at estimere forholdsvis

små ændringer. Desuden har en del af perioden været præget af underopti-

male kvælstofnormer.

I perioden 2012 til 2018 er der sket væsentligt ændringer i normfastsættelsen

i form af en ændret proteinkorrektion, der som anført neden for har øget de

økonomisk optimale normer over perioden med 1,2 kg N/ha/år. Dette må

forventes også at have påvirket udviklingen i kvælstofudbytter i danske land-

brugsafgrøder ved normniveau, og disse er her skønnet at ligge mellem 0,8

og 1,2 kg N/ha/år for perioden 2012 til 2018. For perioden 2018 til 2021 for-

ventes ikke yderligere ændringer i proteinkorrektion, og trenden i kvælstof-

udbytte ved gødskning ved de økonomisk optimale normer skønnes derfor at

ligge på det halve af udviklingen frem til 2018, svarende til mellem 0,4 og 0,6

kg N/ha/år for perioden 2018-2021. Disse estimater understøttes af analyser

fra gødningsforsøg i vinterhvede og vårbyg i Landsforsøgene.

2. Kvælstofnormer

2.1 Kvælstofnormer som fastsat af Normudvalget

Udviklingen i kvælstofnormer som fastsat af Normudvalget, inkl. en kort be-

skrivelse af metoden jf. Drejebogen (2018), er beskrevet i Bilag 2, og her gives

en kort sammenfatning:

•

Analyser af udviklingen i jordtypevægtede gennemsnitsnormer i perioden

2006-2019 viser en stigende trend (kg N/ha/år) for alle afgrøder undtagen

majshelsæd og permanent græs.

•

Analyser er gennemført af udviklingen ved aktuel afgrødefordeling og

ved en gennemsnitlig afgrødefordeling.

•

Ændringer i udbytter og især afgrødefordeling har væsentlig betydning

for den gennemsnitlige norm.

•

Beslutningen om at ændre proteinindregning i korn fra 50% til 75% bevir-

kede, at den økonomisk optimale norm steg med ca. 3,5 kg N/ha ved gen-

nemsnitlig afgrødefordeling.

•

Afhængig af antal år, afgrødefordeling og proteinindregning er der esti-

meret trends mellem -0,2 og 1,9 kg N/ha/år

•

Der er estimeret en trend på ca. 0,7 kg N/ha/år for udviklingen i økono-

misk optimal norm for perioden 2006-2019 ved gennemsnitlig afgrødefor-

deling.

2.2 Kvælstofnormer beregnet fra Landsforsøgene med stigende N

Analyserne sammenfattet ovenfor og beskrevet i Bilag 2 er her suppleret med

analyser af udvikling i økonomisk optimal N-niveau i vinterhvede og vårbyg

fra Landsforsøgene med stigende N.

For hvert forsøg er den økonomiske optimale N-tilførsel (ØKON) beregnet

som beskrevet i Drejebogen (2018), dvs. ved brug af et tredje- eller anden-

gradspolynomium. Der er benyttet et fast bytteforhold mellem kvælstof- og

kornpris på 6,3 kg N/kg korn. Tilsvarende er den økonomiske optimale N-

tilførsel med indregning af værdien af protein (ØKOP) beregnet som beskre-

vet i Drejebogen. I forbindelse med estimering af denne er værdien af protein

pr. pct. enhed pr. hkg fastsat til 3,5 kr./hkg. Kvælstofoptaget i kernen ved

optimal N-tilførsel med proteinindregning er beregnet ved at tilpasse et an-

dengradspolynomium til kvælstofoptag i kernen som funktion af N-tilførsel

og så løse det ved ØKOP. Regressionsanalysen er lavet på 10-års perioder in-

den for 2003-2017 samt for 1987-2017. I 1987 og 1988 blev der i vinterhvede

kun estimeret kerne-N i hhv. 1 og 2 forsøg, hvorfor disse år er udeladt for

ØKOP samt kvælstofoptag i kernen. I vårbyg blev der først estimeret kerne-

N fra 1996.

I figur 3.11.3 og 3.11.4 ses, at det er helt afgørende for trenden, hvilken periode

der lægges til grund for beregningen. I de indsatte tabeller ses, at der for den

seneste 10-års periode (2006-2017) er beregnet trends for økonomisk optimal

N-tilførsel fra 0,5 til 1,6 kg N/ha/år for vinterhvede afhængig af, om der ind-

regnes protein eller ej, og tilsvarende for vårbyg fra 1,3 til 1,8 kg N/ha/år.

Figur 3.11.3.

Økonomisk optimal N-tilførsel for vinterhvede (t.v.) og vårbyg (t.h.) uden indregning af protein.

Figur 3.11.4.

Økonomisk optimal N-tilførsel for vinterhvede (t.v.) og vårbyg (t.h.) ved indregning af protein.

Sammenlignes de økonomisk optimale N-tilførsler i figur 3.11.3 og 3.11.4 med

de økonomisk optimale normer fastsat af Normudvalget (figur 2 i Bilag 2), vil

man se, at der forskelle. Selv om det er de samme forsøg med stigende N, der

ligger til grund for Normudvalgets fastsættelse af normer, kan de dog ikke di-

rekte sammenlignes. De økonomisk optimale N-tilførsler i 3.11.3 og 3.11.4 er

beregnet direkte ud fra Landsforsøgene, hvorimod der i de af Normudvalgets

fastsatte normer indgår række korrektioner, jf. Drejebogen (2018). Det er kor-

rektioner for jordtype, udbytteniveau protein og priser for korn og kvælstof.

Endvidere er normerne i figur 2 i Bilag 2 angivet som jordtypevægtede normer.

3. Estimering af udviklingen i N-udbytte og N-normer.

Som det fremgår af Bilag 1 kan der afhængig af metode, datagrundlag og pe-

rioden, der ligger til grund, beregnes trends i N-udbytte varierende mellem -

0,7 og 3,6 kg N/ha/år for vinterhvede og mellem 0 og 1,8 kg N/ha/år for

vårbyg i perioden 1990-2017.

I relation til baseline er det mere relevant at se på den samlede udvikling, ikke

kun for vinterhvede og vårbyg, men for et bredt udsnit af alle dyrkede afgrøder,

og samtidig vurdere udviklingen ud fra udbytter opnået i praksis. Danmarks

Statistiks opgørelser af høstudbytter vurderes at svare til, hvad der kan opnås

praksis, og på grundlag heraf kan der som gennemsnit af 90 % af det dyrkede

areal estimere en kvælstofudbytte trend for perioden 2012-2021 på 0,4 – 0,6 kg

N/ha/år (Fig. 3.11.5). Disse trends er baseret på udviklingen fra midt 1990’erne

til 2017 samt estimeret udvikling 2017-2021. For perioden 2012 til 2018 har der

dog været en større stigning i de økonomisk optimale N-normer end i resten af

perioden, bl.a. som følge af ændring i proteinkorrektionen (se neden for). For

denne periode benyttes derfor en stigning i N-udbytter på 0,8 – 1,2 kg N/ha/år,

jf. tabel 3 i bilag 1, hvor 0,8 kg N/ha/år er baseret på perioden 2001-2015 inden

ophævelse af normreduktionen, og 1,2 kg N/ha/år er baseret på perioden 2003-

2017, som så inkluderer to år uden normreduktion.

Figur 3.11.5.

Estimeret udvikling i

kvælstofudbytte 2012-2021. Se

bilag 1 for forklaring, hvor trends

er sammenholdt med aktuel ud-

vikling fra midt 1990’erne.

Det fremgår af Bilag 2, at også trends for økonomisk optimale N-normer er

afhængig af metode, datagrundlag og perioden, der ligger til grund. For vin-

terhvede er der beregnet trends varierende fra -0,3 til 1,6 kg N/kg/ha og for

vårbyg fra -0,3 til 3,0 kg N/ha/år i perioden 2006-2019. Men i relation til base-

line er det også her mere relevant at se på den samlede udvikling for alle af-

grøder og vurdere udviklingen ud fra normer ”anvendt i praksis”, nemlig i

normerne fastsat af Normudvalget (Drejebogen, 2018). Jævnfør Bilag 2 vurde-

res et realistisk scenarie at være at estimere en trend baseret på flest antal år

(2006-2019), gennemsnitlig afgrødefordeling, hvor betydningen af afgrøde-

fordelingen reduceres, samt at der indgår ændringen i proteinindregning.

Trenden for dette scenarie er vist i figur 3.11.6 med en antagelse om, at tren-

den vil være gældende frem til 2021. Det vil sige, at trenden for perioden 2018-

2021 kan estimeres til ca. 0,7 kg N/ha/år. En nærmere beskrivelse heraf frem-

går af bilag 2. I figur 3.11.6 kan det endvidere ses, at for perioden 2012 til 2018

er der tale om en større stigning. For denne periode anvendes den faktiske

udvikling i de indstillede økonomisk optimale normer for perioden 2012-2017

med udgangspunkt i afgrødefordelingen i 2012. Dette giver en årlig stigning

i den økonomisk optimale norm på 1,2 kg N/ha (jf. tabel 2.1.3 i afsnit 2.1),

hvoraf en del skyldes, at der i perioden fra 2016 er indregnet 75 % af protein-

prisen i korn mod tidligere 50 %.

Figur 3.11.6.

Økonomisk optimal

norm ved gennemsnitlig afgrøde-

fordeling (2006-2019) med bereg-

net trend ved 75 pct. protein-

værdi, og som antages at være

gældende for 2018 til 2021. Se

bilag 2 for forklaring

Som det fremgår af ovenstående, skelnes mellem udvikling i både N normer og

N udbytter for de to perioder 2012-2018 og 2018-2021. For perioden 2012-2018

forudsættes en stigning i udbytter på 0,8 – 1,2 kg N/ha/år. Stigningen i det

økonomisk optimale N-norm er beregnet til 1,2 kg N/ha/år for denne periode.

Dette giver et kvælstofoverskud (forskel mellem tilført kvælstofgødning og hø-

stet udbytte) på 0 – 0,4 kg N/ha/år. For perioden 2018-2021 forudsættes en stig-

ning i udbytter på 0,4 – 0,6 kg N/ha/år. Stigningen i den økonomisk optimale

N-norm er anslået til 0,7 kg N/ha/år for denne periode. Dette giver et kvæl-

stofoverskud på 0,1-0,3 kg N/ha/år. Disse ændringer i kvælstofoverskud for-

udsætter, at ændringer i gødningsmængder alene sker som handelsgødning.

Det forudsættes desuden at være gældende for det konventionelt dyrkede land-

brugsareal i 2012 på ca. 2.496.000 ha (2.679.000 – 183.000 ha) som i Jensen et al.,

2016. Dette giver en stigning i kvælstofoverskuddet i perioden 2012-2018 på 0 –

5.990 ton N/år og for perioden 2012-2021 på 750 – 8240 ton N/år.

Marginaludvaskningen fra ændring af kvælstofoverskuddet som følge af

øgede udbytter vil i stort omfang være knyttet til omsætning af organisk bun-

det kvælstof, og denne udvaskning vil derfor være påvirket af ændringer i

jordens organiske kvælstofpulje på både kort og langt sigt. Der findes kun få

danske og internationale undersøgelser, der har kvantificeret sammenhæn-

gen mellem kvælstofoverskud og kvælstofudvaskning. Kvælstofudvasknin-

gens størrelse er større på sandjorden på lerjord, og der er også en kraftigere

respons af kvælstofudvaskningen på stigende kvælstofoverskud på sandjord

end på lerjord (Blicher-Mathiesen et al., 2014; Pandey et al., 2018). I et langva-

rigt forsøg med økologiske og konventionelle afgrøder blev der som gennem-

snit af systemer med og uden efterafgrøder fundet en effekt på udvaskning

på 22% af det ændrede kvælstofoverskud (De Notaris et al., 2018). Dette for-

søg blev gennemført på en lerblandet sandjord. Piil (2019) fandt i forsøg med

stigende gødningsmængder på tværs af jordtyper en effekt på udvaskning på

32% af det ændrede overskud. Derfor vurderes effekten på udvaskning at

være på 22 til 32% af det ændrede kvælstofoverskud (Jensen et al., 2016). Dette

giver en samlet stigning i N udvaskningen for perioden 2012-2018 på 0 - 1.900

ton N/ha/år og for hele perioden 2012-2021 på 165-2.640 ton N/ha/år. I tabel

3.11.1 er effekten på reduktion af N udvaskning i rodzonen fordelt på hoved-

vandoplande.

Konklusion

I Jensen et al. (2016) blev effekterne af øgede normer og stigende udbytter be-

regnet separat. Effekten af øgede økonomisk optimale normer blev beregnet

som en del af de samlede effekter af udvikling i gødningsforbrug. Det blev

dog antaget, at der ville være en stigning på ca. 1,0 kg N/ha/år i de økono-

misk optimale normer, hvilket ligger tæt på de værdier, der anvendes her.

Dog blev effekten beregnet med NLES modellen med en udvaskningseffekt

på ca. 18%. Dette giver isoleret set en øget udvaskning ca. 4.490 ton N/ha/år

over perioden 2012-2021. I Jensen et al. (2016) blev der forudsat en årlig stig-

ning i N udbytter ved økonomisk optimalt niveau på 0,2-0,5% og med en be-

regnet reducerende effekt på 1.263-4.463 ton N/ha/år i perioden 2013-2021.

Den samlede reduktion i N udvaskningen på landsplan i Jensen et al. (2016)

var således ca. -3230 - -30 ton N/ha. Dette ligger stort set inden for intervallet

i denne rapport.

Tabel 3.11.1.

Estimeret rodzoneeffekt (reduktion i N udvaskning) af ændringer i kvælstofbalancen som effekt af ændringer i

kvælstofnormer og kvælstofudbytter for 2018 and 2021 sammenlignet med 2021.

Reduceret udvaskning (ton N/år)

2018

Opland

1.1 Nordlige Kattegat

1.2 Limfjorden

1.3 Mariager Fjord

1.4 Nissum Fjord

1.5 Randers Fjord

1.6 Djursland

1.7 Århus Bugt

1.8 Ringkøbing Fjord

1.9 Horsens Fjord

1.10 Vadehavet

1.11 Lillebælt – Jylland

1.12 Lillebælt – Fyn

1.13 Odense Fjord

1.14 Storebælt

1.15 Sydfynske Øhav

2.1 Kalundborg Fjord

2.2 Isefjord og Roskilde Fjord

2.3 Øresund

2.4 Køge Bugt

2.5 Smålandsfarvand

2.6 Østersøen

3.1 Bornholm

4.1 Kruså og Vidå

Hele landet

Arealandel

0.05

0.11

0.06

0.02

0.03

0.01

0.02

0.19

0.01

0.04

0.07

0.02

0.08

0.02

0.04

0.01

0.02

0.09

0.03

0.01

0.03

1.00

Min

Max

Min

2021

Max

- .

3.12 Effekt af at ophæve de underoptimale gødskningsnormer

Christen Duus Børgesen

Indledning

Formålet med analysen er at give en opdateret vurdering af, hvor meget ud-

vaskningen er steget alene som følge af at udfase de underoptimale N-gød-

ningsnormer, som blev vedtaget med Fødevare- og landbrugspakken i 2016.

Metoden til at genberegne ændring i udvaskningen med de øgede gødnings-

normer bygger på beregninger med NLES4-modellen og opdaterede forvent-

ninger til udnyttelse af den ekstra kvælstofkvote ved at gå fra underoptimal

til økonomisk optimal gødningsnorm.

Med vedtagelsen af Fødevare- og landbrugspakken i februar 2016 blev gød-

ningsnormerne for kvælstof udfaset fra underoptimal til det økonomiske op-

timalt niveau. En effektvurdering på kvælstofudvaskningen, som alene skyl-

des ændringerne i gødningsnormen for kvælstof for perioden frem til 2018, er

meget svær at adskille fra andre forhold. Det skyldes, at den aktuelle dyrk-

ningspraksis vekselvirker både med ændringer i dyrkningsforhold indført

med Fødevare- og landbrugspakken samt andre ændringer drevet af øvrig

udvikling i landbruget, som beskrevet i indledningen.

Den metode, der er valgt her til at estimere udvaskningen af det øgede for-

brug af handelsgødning grundet ændring fra under- til økonomisk optimal

gødningsnorm, tager udgangspunkt i differencen mellem den aktuelle grund-

norm (den underoptimale gødningsnorm) og den økonomisk optimale norm,

hvor differencen var på 73.500 og 66.400 ton N i henholdsvis 2011 og 2012

(tabel 3.12.1). Denne undergødskning bruges som udgangspunkt for at be-

regne stigningen i N-gødskningen med indførelse af de økonomisk optimale

N-normer. Først korrigeres for, at de økologiske brug ikke har et merforbrug

af handelsgødning ved at udfase de underoptimale normer. Herved bliver

merforbruget af handelsgødning på konventionelle bedrifter 68.700 og 61.700

ton N i henholdsvis 2011 og 2012. Dernæst korrigeres for, at ikke alle konven-

tionelle bedrifter anvender den fulde norm. Både før og efter ophævelsen af

reduceret norm i 2016 var der en del af normen, der ikke blev anvendt i for-

bruget af kvælstofgødning. Efter ændringen til økonomisk optimale normer

må det dog forventes, at en større andel af normen er ikke bliver anvendt. For

at tage højde herfor, er der lavet en beregning på basis af ændringen i den ikke

forbrugt gødningsnorm mellem årene 2015 og 2017 (før og efter Landbrugs-

pakken). Denne forskel i ikke-forbrugt gødningsnorm er opgjort til 9.500 ton

N (se afsnit 2, tabel 2.1.6). Der er ikke anvendt tal for 2018, fordi der i 2018 var

en mindre gødningstildeling til vinterhvede og græs grundet tørkebetinget

lave udbytter. Forskellen i ikke-forbrugt norm mellem 2015 og 2018 var på

18.000 ton N. Derfor anvendes ændringen i den ikke-forbrugte gødningsnorm

på 9.500 ton N opgjort for 2017 til at korrigere mer-gødningen i 2011 og 2012

på de konventionelle bedrifter, således at merforbruget af handelsgødning

udgør 59.200 og 52.200 ton N for de to år 2011 og 2012 (tabel 3.12.1).

I beregningen er der taget udgangspunkt i den faktiske fordeling af afgrøder

i henholdsvis 2011 og 2012.

Forskellen mellem 2011 og 2012 afspejler et usikkerhedsinterval ift. ændringer

i afgrødefordeling og gødningsnormer, som påvirker det resulterende for-

brug i gødning ved en ophævelse de underoptimale normer, idet 2011 og 2012

havde markante forskelle i afgrødefordeling.

Tabel 3.12.1 kopi af tabel 2.1.8.

Beregningsgrundlag for forventet mer-gødning anvendt af

konventionelle bedrifter ved udfasning af underoptimale gødningsnormer (1.000 ton N).

(1.000 ton N)

Aktuel reduceret grundnorm

Økonomisk optimal norm

Reduktionspct.

Mergødning, Øk. opt. minus grundnorm

Økologers ikke forbrugt mer-gødning

Mer-gødning konventionelle bedrifter

Konventionelle bedrifter

Øget ikke-anvendt norm fra 2015-2017

(tabel 2.2.8)

Forventet anvendt mer-gødning

2011

390,5

464,0

15,9

73,5

4,8

68,7

2012

379,6

446,0

14,9

66,4

4,5

61,7

9,5

59,2

9,5

52,2

Mer-gødning konventionelle bedrifter fratrukket forskel i ikke-anvendt N kvote (2017-

2015)

Effekt på N udvaskning af ophævelse af normreduktionen

Effektvurderingen af de øgede N normer på udvaskning af kvælstof fra rod-

zonen baseres på tidligere gennemførte modelberegninger. Udgangspunktet

for modelberegningerne er modelopsætningen til ”Grøn vækst evalueringen”

(Børgesen et al., 2013). Modelopsætningen af NLES4 for dyrkningsåret

2010/2011 er anvendt i både ”Revurdering af baseline”, (Jensen et al., 2016)

og i ”Tilbagerulnings notatet” (Børgesen et al., 2015). Opsætningen til model-

beregning af N-udvaskningen er senest gennemført i forbindelse med de

landsdækkende modelberegningerne for grundvandspåvirkning i ”Kvælstof-

påvirkning af grundvand” (Troldborg et al., 2016). Disse beregninger anven-

des i effektvurderingen her og inkluderer resultater fra de relevante scenarie-

beregninger LMB_4 og LMB_6 s 24 i Troldborg et al. (2016).

Modelberegningerne baseres på data, hvor arealanvendelsen, N-gødskningen

med husdyrgødning og herunder fordeling af husdyrgødning på afgrødeni-

veau er holdt konstant. Mængderne af N-gødning med handelsgødning æn-

dres proportionalt i forhold afgrødernes N-norm i de gennemførte grundlæg-

gende modelberegninger (Troldborg et al., 2016). Udvaskningen i modelbe-

regningerne er klimanormaliseret – det vil sige, at de repræsenterer en gen-

nemsnitsbetragtning over 20 år, der følger samme princip som anvendt i Re-

vurdering af baseline i Jensen et al. (2016) og i Tilbagerulningsnotatet af Bør-

gesen et al. (2015). Der indgår kun ophævelsen af kvælstofnormreduktionen i

beregningen, afgrødefordelingen er låst til 2011, og arealet samt handelsgød-

ningsmængderne er skaleret til landbrugsarealet for 2012. Stigningen i N

gødskningen er baseret på principperne beskrevet i kapitel 2 samt ovenfor og

vist i tabel 3.12.1.

For at opgøre effekten af ændret N-gødningsnorm beregnes konsekvens af to

niveauer for øget handelsgødning, der tager udgangspunkt i gødningsårene

2011 og 2012. Arealet i 2012 er anvendt i analysen og er ikke påvirket af hverken

flere efterafgrøder, herunder MFO- efterafgrøder, eller effekten af beregnings-

metoder for N-normen eller flere efterafgrøder jf. kapitel 2.

Ikke-forbrugt kvælstofnorm er opgjort på baggrund af gødningsregnskaberne

for alle brug i perioden 2015-2017. Det ”ikke forbrugte kvælstofnorm” kaldes

”luft”, og dette er skaleret proportionalt til arealet for 2012. Beregningen med-

tager herved ikke de ændringer, der er i N- prognosen, ændringer i dyrket

areal, og ændringer i afgrøder, men giver et estimat for effekten af den for-

ventede øgede N-gødskning som følge af ophævelsen af normreduktionen

med Fødevarer og -landbrugspakken -tilpasset den aktuelle gødningsforbrug

ift. gødningsnormerne i år 2017.

Udvaskningsstigningen som følge af stigningen i N-gødningsmængden på

52.200 til 59.200 ton N er estimeret til mellem 9.400 ton N og 10.600 ton N per

år. Fordelingen på hovedvandoplande fremgår af tabel 3.12.2.

Tabel 3.12.2.

Klimanormaliseret N-udvaskning opgjort i 1000 t N og den beregnede effekt i udvaskningen fra rodzonen af æn-

dret N gødskning med handelsgødning på henholdsvis 59.200 t N (Max) og 52.200 t N(Min) og et fastholdt dyrket areal (2012)

og arealanvendelse som i 2011.

Udvaskning 1000 t N

2012

Basis

Hovedopland

Nordlige Kattegat, Skagerrak

Limfjorden

Mariager Fjord

Nissum Fjord

Randers Fjord

Djursland

Århus Bugt

Ringkøbing Fjord

Horsens Fjord

Vadehavet

Lillebælt/Jylland

Lillebælt/Fyn

Odense Fjord

Storebælt

Det Sydfynske Øhav

Kalundborg

Isefjord og Roskilde Fjord

Øresund

Køge Bugt

Smålandsfarvandet

Østersøen

Bornholm

Vidå-Kruså

Total

1000 t N

8.6

31.4

1.9

7.4

10.8

2.6

2.1

14.8

3.2

27.0

10.7

3.8

3.7

1.7

2.5

2.4

4.8

0.9

2.0

9.9

3.2

1.9

5.8

163.1

2021

Max

1000 t N

9.1

33.2

2.0

7.9

11.4

2.7

2.2

15.6

3.4

28.6

11.3

4.0

3.9

1.8

2.7

2.5

5.0

1.0

2.2

10.4

3.4

2.0

6.2

172.5

2021

Min

1000 t N

9.2

33.4

2.0

7.9

11.5

2.7

2.2

15.7

3.4

28.8

11.4

4.0

1.8

2.7

2.5

5.1

1.0

2.2

10.5

3.5

2.1

6.2

173.8

Ændringer t N

2021

Max

-496

-1802

-109

-427

-619

-147

-121

-848

-182

-1551

-615

-217

-214

-98

-146

-135

-274

-52

-118

-566

-187

-111

-335

-9.370

2021

Min

-563

-2047

-124

-485

-703

-167

-138

-964

-207

-1762

-698

-247

-243

-111

-166

-153

-311

-59

-134

-643

-212

-126

-380

-10.642

-530

-1924

-116

-456

-661

-157

-129

-906

-195

-1656

-656

-232

-228

-104

-156

-144

-292

-56

-126

-604

-199

-118

-358

-10.006

Gennemsnit

3.13 Vådområder

Allerede etablerede N-vådområder 2013-2017, Kommende N-vådområder

2018-2021, Lavbundsarealer og P-vådområder

Carl Christian Hoffmann

Vådområder fjerner kvælstof fra strømmende overfladevand eller grundvand.

Vådområderne, der ligger i tilknytning til vandløb, er udstrømningsområder

for overfladevand og grundvand og har derfor en umiddelbar effekt på mæng-

den af kvælstoftransport til vandløb. I dette afsnit præsenteres først antal og

forventet effekt af allerede etablerede N-vådområder for perioden 2013-2018,

og efterfølgende præsenteres projekter, der har fået tilsagn om etablering, men

hvor selve anlægsarbejdet endnu ikke er gennemført. Der er her medtaget de

projekter, som MST forventer bliver gennemført fra 2019 til og med 2021. Des-

uden er medtaget projekter, hvor der er givet tilsagn i 2018 med etablerings år

i 2022. Opgørelsen er ikke differentieret i forhold til under hvilke politiske ini-

tiativer det givne vådområde er besluttet etableret, men udelukkende i for-

hold til det angivne etableringsår.

Etableringsår angiver tidspunktet, hvor tilsagnet til støtte til projektet bortfal-

der, og er således sidste mulige etableringsdato. Dermed kan nogle af sidst-

nævnte projekter i princippet etableres i perioden 2018-2021. Miljøstyrelsen har

leveret data til brug for analysen: beliggenhed, tilsagnsår, etableringsår, areal,

beregnet kvælstoffjernelse. Den beregnede kvælstoffjernelse er den effekt, der

indgår i ansøgning om etablering af et vådområde. Hertil ligger der tekniske

anvisninger for, hvordan beregningerne skal gennemføres. Der ligger ikke må-

linger til grund for effektberegning af kvælstoffjernelsen. Effekten af vådområ-

der er beregnet til nærmeste recipient.

N-vådområder som omtales i nedenstående afsnit består dels af kommunale

N-vådområder samt statslige N-vådområder. De statslige N-vådområder ind-

går med 181 tons N som supplement til kvælstofreduktionsindsatsen i første

planperiode.

Ved fastlæggelse af tidspunkt for hvornår man anser et virkemiddel i funktion

er der principielt to tilgange: Enten fra det tidspunkt, hvor det besluttes at

give tilsagn til en given indsats, eller fra det tidspunkt, hvor indsatsen reelt

sættes i drift i naturen. I statusopgørelser i ministeriet samt til ekstern infor-

mation benyttes som oftest førstnævnte princip (tilsagnstidspunktet). I faglige

sammenhænge til vurdering af effekterne benyttes sidstnævnte princip, altså

etableringstidspunktet.

Status for etablering af vådområder i 2018

I perioden 2013 – 2018 er der i alt etableret 44 N-vådområder med et samlet

areal på 3.056 ha, og den beregnede årlige kvælstoffjernelse kan opgøres til 355

tons N/år (tabel 3.13.1). Hovedvandopland Limfjorden er det vandopland,

hvor der er etableret det største areal med vådområder. Her er der etableret

1620 ha N-vådområder fordelt på 15 projektområder, og den beregnede kvæl-

stoffjernelse er på 164 tons N/år. Hovedvandoplandene Lillebælt/Jylland og

Nissum Fjord følger efter med henholdsvis 322 og 269 ha N-vådområder med

en kvælstoffjernelse på knap 37 tons N/ år og godt 48 tons N/ år (tabel 3.13.1).

Kvælstoffjernelsen i de enkelte vandoplande varierer fra 101 kg N ha

-1

år

-1

det Sydfynske øhav og Limfjorden til 193 kg N ha

-1

år

-1

i Smålandsfarvandet

(tabel 3.13.1.). En detaljeret oversigt over størrelse og effekt af de enkelte våd-

områdeprojekter i de enkelte hovedvandoplande kan ses af bilag 3. For alle 44

N-vådområder ligger den beregnede kvælstoffjernelse i intervallet 75 – 222 kg

N/ha

år (bilag 3, tabel 1).

Tabel 3.13.1.

Samlet N-vådområdeareal og samlet beregnet kvælstoffjernelse i ton N/år for hvert hovedvandopland for vådom-

råder etableret i perioden 2013-2018. Antal = antal projekter i hovedvandopland. Sidste kolonne viser kvælstoffjernelsen opgjort

i kg N/ha vådområde pr år.

Vandopland

1.2 Limfjorden

1.3 Mariager Fjord

1.4 Nissum Fjord

1.5 Randers Fjord

1.8 Ringkøbing Fjord

1.9 Horsens Fjord

1.11 Lillebælt/Jylland

1.12 Lillebælt/Fyn

1.13 Odense Fjord

1.14 Storebælt

1.15 Det Sydfynske Øhav

2.2 Isefjord og Roskilde Fjord

2.5 Smålandsfarvandet

Total

Antal

Vådområdeareal

(ha)

1620

220

269

153

322

118

3056

Kvælstoffjernelse

(tons N/ år)

164,4

25,2

48,5

9,1

7,5

21,5

36,8

7,0

7,4

3,4

12,0

8,9

2,9

355

Kvælstoffjernelse

(kg N / ha/ år)

101

115

180

170

137

141

114

107

115

126

101

120

193

116

Effekt af vådområder og lavbundsprojekter der etableres frem mod 2021

Ud over de 44 N-vådområder, der er etableret i perioden 2013-2018, er der

givet tilsagn til etablering af 68 N-vådområder og 11 lavbundsprojekter. Disse

79 projekter er enten anlagt i 2019 eller anlægges senere. Det samlede vådom-

rådeareal med tilsagn og fastlagt etableringstidspunkt er på 5.696 ha, og den

beregnede kvælstoffjernelse kan opgøres til 606 tons N/år svarende til 106 kg

N/ha vådområde/år.

Femten af disse projekter har dog fået tilsagn i 2018 med en frist for etablering

i 2022. Det er derfor usikkert, hvorvidt de vil blive etableret inden år 2021.

Derfor opgøres disse to kategorier separat i tabel 3.13.2. Den samlede effekt

på de 606 ton N/år kan derfor betragtes som en maksimum effekt (tabel

3.13.2), og effekten af de resterende 64 projekter som en minimum effekt, om-

end der stadig er usikkerhed om, hvorvidt de alle realiseres inden 2021.

Cirka halvdelen af det samlede N-vådområdeareal er fordelt på 22 projekter

beliggende i hovedvandopland Limfjorden. Den beregnede kvælstoffjernelse

er på 306 tons N/år (tabel 3.13.2), hvilket svarer til en kvælstoffjernelse på 110

kg N/ha

år. I vandopland Smålandsfarvandet er der givet tilsagn og planlagt

etablering af 552 ha N-vådområder og vandopland Randers Fjord 707 ha. I

vandopland Odense Fjord og vandopland Lillebælt/Jylland er der givet til-

sagn til henholdsvis 437 og 287 ha N-vådområder.

I 2019 er der desuden givet tilsagn til etablering af 1591 ha N-vådområder og

lavbundsprojekter med en samlet beregnet kvælstoffjernelse på 127 tons N/år.

Der er endnu ikke fastsat et etableringstidspunkt for disse, og det vurderes

usandsandsynligt, at de vil blive realiseret inden udgangen af 2021. Derfor ind-

regnes disse projekter ikke i baseline 2021.

Tabel 3.13.2.

Samlet N-vådområdeareal og samlet beregnet kvælstoffjernelse i ton N år

-1

for hvert hovedvandopland for vådom-

råder med fastsat etablerings år frem til 2021 og etablerings år i 2022. Etablerings år angiver det år, hvor tilsagnet bortfalder, og

hvor vådområdet derfor senest skal være etableret. Sidste kolonne viser den samlede effekt af alle projekterne og kan betragtes

som en maksimal effekt, mens projekter med etablerings år i 2021 alene kan betragtes som en minimumeffekt.

Etablerings år til og med 2021

An- Areal

Vandopland

1.2 Limfjorden

1.4 Nissum Fjord

1.5 Randers Fjord

1.8 Ringkøbing Fjord

1.9 Horsens Fjord

1.10 Vadehavet

1.11 Lillebælt/Jylland

1.12 Lillebælt/Fyn

1.13 Odense Fjord

1.14 Storebælt

1.15 Det Sydfynske Øhav

2.1 Kalundborg Fjord

2.2 Isefjord og Roskilde Fjord

2.3 Øresund

2.5 Smålandsfarvandet

2.6 Østersøen

4.1 Kruså-Vidå

Total hele landet

tal

18 2416

530

75,3

1,8

1,1

540,3

142

109

728

41,0

90,9

629

123

287

140

386

136

Effekt

268,9

1,8

47,1

13,4

8,1

3,5

28,9

14,7

40,5

2,7

13,9

5,6

13,2

Effekt

111

109

157

101

105

108

102

208

139

1,3

1,1

79,0

54,0

3,0

8,1

98,0

134,0

2,0

1,3

93,0

90,0

(ha) (ton N/ år) Kg N/ha/år Antal

Etablerings år 2022

Areal

(ha)

375

Effekt

36,9

2,6

5,9

Effekt

98,6

101,0

75,0

Total

Areal

2791

707

123

287

171

437

136

552

127

5696

(ton

N/ år)

305,9

4,4

53,0

13,4

10,1

4,8

28,9

17,7

48,6

2,7

13,9

5,6

13,2

1,3

76,4

1,8

4,8

606,5

(ton N/ år) (Kg N/ha/år) (ha)

64 4968

P-vådområder

For at fuldende billedet kan det tilføjes, at der i perioden 2013-2017 er givet til-

sagn til etablering af 11 P-vådområder med et areal på i alt 158 ha (tabel 3.13.3).

Heraf er et projekt på 56,7 ha gennemført (Mausing Bæk, Randers Fjord).

Tabel 3.13.3.

Antal P-vådområder, der har fået tilsagn om etablering i perioden 2013-2017.

Vandopland

1.2 Limfjorden

1.5 Randers Fjord

Aarhus Bugt

Total

Antal

Areal

89,1

63,8

5,5

158,4

Effekt (kg P/år)

2118

663

160

2941

Kvælstofeffekten for P-vådområder er aldrig målt, men hvis man regner med

oversvømmelse mellem 10 og 60 dage om året og en kvælstoffjernelse på 1 til

1,5 kg N pr. ha

oversvømmet areal pr. dag, så vil kvælstoffjernelse ligge i in-

tervallet 10 kg N – 90 kg N ha

år. Eftersom der kun er etableret et projekt, og

den samlede effekt ikke kan bestemmes særligt sikkert, inddrages effekten af

P-vådområder ikke i baseline 2021.

Samlet effekt af vådområder

For at beregne den samlede effekt af etablerede vådområder og lavbundspro-

jekter frem mod 2021 summeres effekten af vådområder etableret i 2013-2018

(tabel 3.13.1) med effekten af vådområder planlagt etableret frem mod 2021 (ta-

bel 3.13.2). Således vurderes der i 2021 at være mellem 8.025-8.752 ha vådom-

råde med en kvælstofreducerende effekt på 897-963 ton N år

-1

. (tabel 3.13.4).

Spændet i værdier afspejler ikke en egentlig usikkerhed på selve effekten (der

er beskrevet i afsnit om usikkerheder ovenfor), men er opstillet for at tage højde

for, at vådområder, der har fået tilsagn i 2018, og hvor etableringsåret er angivet

som 2022, muligvis ikke vil være realiseret allerede i 2021. Således afspejler mi-

nimumværdierne i tabel 3.13.4 en situation, hvor disse områder ikke er blevet

realiseret, hvorimod effekten af disse er indregnet i maksimumværdierne.

Tabel 3.13.4.

Samlet effekt af etablerede vådområde og lavbundsprojekter i 2013-2018 samt i 2021. Min og max effekt i 2021

afspejler etableringsåret for vådområder, hvor vådområder, der først har fået tilsagn i 2018 og med angivet etablerings år i

2022, inkluderes i max-effekten, idet det vurderes mindre sandsynligt, at disse realiseres inden 2021.

Vådområder etableret i perioden 2013 -2018

Vandopland

1.2 Limfjorden

1.3 Mariager Fjord

1.4 Nissum Fjord

1.5 Randers Fjord

1.8 Ringkøbing Fjord

1.9 Horsens Fjord

1.10 Vadehavet

1.11 Lillebælt/Jylland

1.12 Lillebælt/Fyn

1.13 Odense Fjord

1.14 Storebælt

1.15 Det Sydfynske Øhav

2.1 Kalundborg Fjord

2.2 Isefjord og Roskilde Fjord

2.3 Øresund

2.5 Smålandsfarvandet

2.6 Østersøen

4.1 Kruså-Vidå

Total hele landet

3056

355

2,9

545

8025

78,2

1,8

1,1

895

8,9

322

118

36,8

7,0

7,4

3,4

12,0

Areal (ha)

1620

220

269

153

Effekt (ton/ år)

164,4

25,2

48,5

9,1

7,5

21,5

2021 Min effekt

433,3

25,2

50,3

56,2

20,9

29,6

3,5

65,7

21,7

47,9

6,1

25,9

5,6

22,1

2021 Max effekt

Areal (ha) Effekt (ton/ år) Areal (ha) Effekt (ton/ år)

4036

220

301

682

177

205

609

205

450

255

169

4411

220

327

761

177

226

609

236

502

255

169

567

127

8752

470,3

25,2

52,9

62,1

20,9

31,6

65,7

24,7

56,0

6,1

25,9

5,6

22,1

1,3

79,3

1,8

4,8

961

Usikkerheder

Mængden af kvælstof, der fjernes i de forskellige projekter, er beregnet i hen-

hold til Miljøstyrelsens retningslinjer (https://mst.dk/media/121898/kvael-

stofberegvejledningmaj2014.pdf).

Beregningerne bygger på målinger fra for-

skellige typer vådområder, empiriske formler udviklet på baggrund af nuvæ-

rende og tidligere danske overvågningsprogrammer samt erfaringstal. Usik-

kerheden på kvælstofeffekten knytter sig især til variation i vandets strøm-

ningsforhold, som har betydning for, hvor meget kvælstof det enkelte våd-

område kan fjerne samt de klimatiske forhold – nedbørsrige år og nedbørsfat-

tige år – idet tilførslen af kvælstof til vådområder afhænger af udvaskning af

kvælstof fra oplandet. Typisk vil der i nedbørsfattige år udvaskes mindre

kvælstof fra oplandet end i nedbørsrige år.

Ud over denne usikkerhed på effekten er der også en usikkerhed i forhold til,

hvor mange af de planlagte områder, der reelt vil være etableret inden 2021.

Konklusion

I perioden 2013 – 2018 er der etableret vådområder med et samlet areal på

3.056 ha og en beregnet årlig kvælstoffjernelse på 355 tons N/år. I 2021 for-

ventes der i alt at være etableret et areal på mellem 8.025-8.752 ha, der har en

kvælstofreducerende effekt på 897-961 ton N/år. I Revurdering af baseline

blev den samlede effekt af vådområder estimeret af MST til ca. 1000 ton.

3.14 Samlet effekt opdatering af baseline i 2021 fordelt på

vandområder

En samlet oversigt over baselineeffekter beskrevet i de foregående kapitler og

neddelt på de 23 vandoplande er vist i tabel 3.14.1. Eftersom effekten af kilde-

sorteret dagrenovation og energiafgrøder kun indgår som en samlet effekt på

landsplan, fremgår effekten heraf ikke i denne tabel. En samlet oversigt over

baslineeffekten på landsplan kan ses i kapitel 5, tabel 5.1.

Tabel 3.14.1:

Samlet oversigt over baselineeffekter neddelt på de 23 hovedvandoplande. Negative tal indikerer en merudvaskning af kvælstof. Effekt af kildesorteret dagrenovation og energiaf-

grøder er ikke neddelt på de 23 hovedvandoplande og er derfor ikke medtaget i denne tabel. Effekten af vådområder er angivet til nærmeste recipient, hvorimod effekten for de andre virkemidler

er angivet til rodzonen.

Trend i udbytter

Miljøgodkendel-

Slæt i stedet for

Økologisk areal

Organisk affald

dagrenovation)

Energiafgrøder

Kvælstofdepo-

MVJ ordninger

Bioforgasning

Teknisk juste-

kvælstofnorm

og udvikling i

Effekt af mer-

(kildesorteret

Efterafgrøder

Total for hele

Vådområder*

50-53

56-62

30-32

22-25

48-56

78-79

1-5

ring (udtaget

udvaskning

Randzoner

græsning

gødning

1,1

1,2

1,3

1,4

1,5

1,6

1,7

1,8

1,9

1,10

1,11

1,12

1,13

1,14

1,15

2,1

2,2

2,3

2,4

2,5

2,6

3,1

4,1

Nordlige Kattegat, Skagerrak

Limfjorden

Mariager Fjord

Nissum Fjord

Randers Fjord

Djursland

Århus Bugt

Ringkøbing Fjord

Horsens Fjord

Vadehavet

Lillebælt/Jylland

Lillebælt/Fyn

Odense Fjord

Storebælt

Det Sydfynske Øhav

Kalundborg

Isefjord og Roskilde Fjord

Øresund

Køge Bugt

Smålandsfarvandet

Østersøen

Bornholm

Vidå-Kruså

444-480

176-180

202-225

507-562

148-160

146-177

302-358

254-266

31-38

329-363

117-121

168-182

45-52

80-100

694-817

121-151

53-67

81-102

191-235

179-225

31-36

104-119

376-420

41-114

213-595

26-72

74-206

68-191

20-56

18-49

164-459

12-34

190-531

53-147

13-37

16-44

6-16

9-26

23-66

54-150

14-38

8-24

27-75

18-49

8-22

90-250

0-53

0-203

0-12

0-41

0-58

0-15

0-7

0-86

0-11

0-130

0-37

0-17

0-16

0-6

0-9

0-8

0-12

0-2

0-3

0-22

0-6

0-8

0-52

162,3

102,2

26,2

25,7

-12,0

2,5

24,1

27,7

-6,1

-190,5

35,3

23,9

7,9

-0,7

21,5

25,8

5,6

-2,7

-26,1

-41,5

-8,7

-6,4

2,3

101-122

310-372

29-35

68-81

147-176

40-48

33-39

162-194

34-40

232-278

109-130

42-51

53-64

23-27

34-40

43-51

77-92

32-38

44-53

155-186

44-52

23-28

92-111

6-36

21-135

1-9

4-23

5-34

1-7

1-4

8-51

1-5

15-99

2-16

1-5

1-6

0-2

1-4

1-5

2-15

1-6

1-4

2-11

1-4

1-5

4-23

-132 til -8

-563 til -496

60 til 464

433-

-290 til -18 -2047 til -1802 -1515 til -233 470

-158 til -10

-53 til -3

-79 til -5

-26 til -2

-53 til -3

-501 til -31

-26 til -2

-105 til -6

-185 til -11

-53 til -3

-211 til -13

-53 til -3

-105 til -6

-26 til -2

-53 til -3

-237 til -15

-79 til -5

-26 til -2

-79 til -5

-124 til -109

-485 til -427

-703 til -619

-167 til -147

-138 til -121

-964 til -848

-207 til -182

2 til 260

141 til 509

-426 til -17

16 til 157

188 til 357

-849 til 204

-161 til -62

-1762 til -1551 -1292 til -346 4-5

-698 til -615

-247 til -217

-243 til -214

-98 til -111

-166 til -146

-153 til -135

-311 til -274

-59 til -52

-134 til -118

-643 til -566

-212 til -187

-126 til -111

-380 til -335

-567 til -140

-52 til 95

-174 til -27

-214 til 39

541 til 768

8 til 169

-225 til 61

40 til 129

31 til 172

-558 til -104

-206 til -53

-23 til 62

105 til 519

*bemærk at for teknisk justering er der angivet min og max for hvert hovedvandopland og ikke scenarie A og B som i tabel 3.1.3

landet,

areal)*

sition

ser

Klima

Jørgen E. Olesen

De klimatiske forhold påvirker kvælstofudvaskningen fra landbrugs- og na-

turarealer både direkte og indirekte. Udvaskningen kan opgøres som produk-

tet af den gennemsnitlige kvælstofkoncentration og mængden af afstrøm-

mende vand. Begge dele påvirkes af klima og dermed af klimaændringer.

Resultater fra både modelbaserede analyser (Doltra et al., 2014) og analyse af

langvarige forsøg med kvælstofudvaskning (Jabloun et al., 2015) viser øget

kvælstofudvaskning under de forventede klimaændringer. En del af dette

skyldes, at øget temperatur i efterårs- og vinterperioden øger omsætning og

nedbrydning af organisk stof i jorden. Dermed bliver mere kvælstof minera-

liseret og tilgængelig for udvaskning. Dette kan kun modvirkes gennem dyrk-

ning af afgrøder og efterafgrøder i efterårs- og vinterperioden. Der bliver der-

for med klimaændringer behov for stigende fokus på sammensætning af sæd-

skiftet med henblik på at minimere næringsstoftab. En anden årsag til øget N-

udvaskning er stigende nedbørmængder, som øger afstrømningen og dermed

N-udvaskningen.

Over de seneste 50 år er den globale middeltemperatur steget med 0,8

°C,

temperaturstigningerne i Danmark har på det seneste endda været endnu

større svarende til ca. 1,5

°C

(figur 4.1). I Danmark har det forlænget vækst-

sæsonen med mere end en måned. Samtidigt har nedbørsmønstrene ændret

sig. For Danmarks vedkommende er nedbørsmængden steget med ca. 100

mm over de seneste 50 år. Ændringen er næsten udelukkende sket i vinter-

halvåret (figur 4.2). Begge disse effekter må forventes alt andet lige at have

øget N-udvaskningen. Det er dog vanskeligt at neddele effekten på en så kort

en periode som for 2012 til 2021, da der også er en meget betydelig årsvaria-

tion i vejrforholdene.

Klimaet påvirker også kvælstofudvaskningen indirekte gennem effekter på

afgrødernes vækst og kvælstofoptag samt gennem effekter på effektiviteten

af virkemidler. Flere typer klimaekstremer (f.eks. tørke og ekstrem nedbør)

vil gennem påvirkning på afgrøders vækst og virkemidlers effektivitet kunne

øge kvælstofudvaskningen. Effekten af udviklingen af afgrødernes kvælstof-

udbytte er behandlet i kapitel 11. Kvælstofoptaget bliver især negativt påvir-

ket gennem tørke, som f.eks. i 2018, og dette vil kunne øge den kvælstof-

mængde, der er til rådighed for udvaskning, hvis det ikke modvirkes af effek-

tive efterafgrøder. God etablering og vækst af efterafgrøder er afgørende for

deres evne til at reducere kvælstofudledningen (De Notaris et al., 2018), og

dette kræver, at afgrøden høstes så tidligt, at efterafgrøden kan få en tilstræk-

kelig lang vækstperiode inden vinteren. Høsttidspunktet for kornafgrøder vi-

ser en betydelig geografisk variation i høsttid (12-18 dage) på tværs af landet

(Pullens et al., 2019). Den tidligste høsttid forekommer i den sydøstlige del af

landet (Øerne) og den seneste høsttid i den nordvestlige del (Nordjylland og

Thy). Kølige vækstsæsoner og våde høstforhold giver sen høst, og det giver

særligt vanskelige forhold for etablering af efterafgrøder i de dele af landet,

hvor klimaforholdene i forvejen giver sen høst.

De igangværende klimaændringer må således forventes at føre til øget kvæl-

stofudvaskning, både gennem direkte effekter på kvælstofudvaskningen fra

landbrugsafgrøder og gennem indirekte effekter af klimaekstremer på afgrø-

ders vækst og effekt af virkemidler. Der er dog knyttet betydelige usikkerhe-

der til disse effekter, og disse må forventes også at variere mellem dyrknings-

systemer, afhængig af afgrøder og virkemidler til reduktion af udvaskningen.

Disse usikkerheder i kombination med den betydelige årsvariation i vejrfor-

holdene medfører, at det ikke er muligt at kvantificere effekterne af klimaæn-

dringer på kvælstofudvaskningen i perioden 2012 til 2021.

Figur 4.1.

Årlig middeltemperatur

i Danmark i perioden 1874-2018.

Den optrukne linje viser 5-års gli-

dende gennemsnit. Den grønne

linje viser gennemsnit for normal-

perioden 1961-1990, og den røde

linje viser stigningen siden 1971

(0,3

°C

per årti).

Figur 4.2.

Årlig nedbør i Danmark

i perioden 1874-2018. Den op-

trukne linje viser 5-års glidende

gennemsnit. Den grønne linje vi-

ser gennemsnit for normalperio-

den 1961-1990, og den røde linje

viser stigningen siden 1971 (25

mm per årti).

100

Konklusion og sammenligning med

tidligere estimater af baselineeffekt

I dette kapitel sammenfattes og sammenlignes resultaterne af nærværende

baselineopdatering med resultaterne fra Revurdering af baseline i 2015 (Jen-

sen et al. 2016).

Vurdering af udvaskningseffekt for de enkelte virkemidler er sammenfattet i

tabel 5.1. Tabellen sammenstiller resultatet fra Revurdering af baseline i 2015

(Jensen et al. 2016, tabel 1) med resultater fra de nye analyser af hhv. ændring i

areal og udvaskningen i 2017/2018 samt i 2021. Forventede ændringer i kvæl-

stofudvaskningen er, hvor det er muligt, angivet som et interval på basis af en

usikkerhedsvurdering, hvor minimum indikerer ”den mindst mulige reduk-

tion af udvaskningen”, og maksimum indikerer ”den højst mulige reduktion af

udvaskningen”. Ved Revurdering af baseline i 2015 blev effekten af ændrede

gødningsnormer (”årlig

tilpasset N-norm”

i tabel 5.1) beregnet som en samlet ef-

fekt af nedgangen i det dyrkede areal (teknisk

justering,

tabel 5.1), udviklingen i

økonomisk optimal kvælstofnorm samt effekten af den mergødning, som land-

mændene med udfasning af de underoptimale gødningsnormer havde mulig-

hed for at udbringe på marken. Effekten af øget kvælstofoptagelse i afgrøder og

dermed øgede kvælstofudbytter som følge af sortsudvikling og forbedret dyrk-

ning (”udvikling

i udbytter”)

blev opgjort separat.

I nærværende opdatering er disse elementer adskilt, således at teknisk juste-

ring og effekten af mergødning ved udfasning af underoptimale gødnings-

normer opgøres separat. Udvikling i udbytter er opgjort sammen med udvik-

lingen i de økonomisk optimale kvælstofnormer (”trend i udbytter og kvæl-

stofnorm”, tabel 5.1), idet der er en kobling mellem øgede udbytter og øgede

normer. Det vurderes endvidere, at udvaskningen bedst estimeres på grund-

lag af forskellen mellem udviklingen i normer og udbytter.

Derfor kan effekten af virkemidlerne ikke sammenlignes enkeltvis mellem re-

vurdering og nærværende analyse. I stedet kan man til en vis grad sammen-

ligne den samlede effekt af teknisk justering, udvikling/trend i udbytter, ud-

vikling i kvælstofnorm og effekt af mergødning. Dette er gjort i tabel 1 i ko-

lonnen ”sum 1 og sum 2”, hvor tallene i blå er sammenlignelige.

Status i 2018 og forventet baseline i 2021

Resultaterne af den opdaterede baselineberegning viser, at der i 2018 er en

årlig merudvaskning i forhold til 2012 på mellem 3.300 og 8.640 ton N, i gen-

nemsnit ca. 5.970 ton N. Denne gennemsnitlige merudvaskning forventes at

falde til ca. 1.190 ton N i 2021, varierende mellem en merudvaskning på 5.310

og en reduktion i udvaskningen på 2.930 (tabel 5.1). Faldet frem mod 2021

skyldes primært forventninger til faldet i den atmosfæriske deposition af

kvælstof, der afhænger af, hvorvidt prognoserne for udviklingen i emissio-

nerne af kvælstof holder stik, og af at EU-landene overholder de med NEC-

direktivet vedtagne emissionslofter for 2020. Derudover forventes det især, at

udvikling i det økologiske areal og nedgangen i det dyrkede areal (teknisk

justering) bidrager til en mindre udvaskning frem mod 2021.

101

Tabel 5.1.

Samlet effekt af baseline, som vurderet ved Revurdering af baseline i 2015 (Jensen et al., 2016) og ved nærværende opdatering i 2019. I forhold til revurderingen er tallene hentet fra

tabel 1 i sammenfatningen, mens der for nærværende opdatering for hvert virkemiddel er angivet ændringen i areal og udvaskning fra 2013 til 2017/18 samt fra 2013-2021. Negative tal angiver

en stigning i kvælstofudvaskningen og positive tal en reduktion i kvælstofudvaskningen. Sum tallene (sum 1 og 2-markeret med blå) er sammenligelige mellem de to vurderinger. Effekten af

vådområder er opgjort for sig som effekten til nærmeste recipient..

Revurdering af baseline 2015

Arealændring

2013-2021

(ha)

Virkemiddel m.m..

Randzoner

Energiafgrøder

Økologisk areal

Bioforgasning

Organisk affald (kildesorteret dagrenovation)

MVJ ordninger

Miljøgodkendelser

Kvælstofdeposition

Efterafgrøder

Slæt i stedet for græsning

Udvikling i udbytter

Årlig tilpasset N-norm

Sum 1

Trend i udbytter og kvælstofnorm

Teknisk justering

Effekt af mergødning

Sum 2

Total for hele landet, udvaskning

Vådområder*****

ca. -4300

1.000

ca. 350

1.000

3056

hele landbrugs arealet

106.000

hele landbrugs arealet

1.200*

17.000

ikke kendt

475.000

hele landbrugs arealet

17000

min

34*

285

1.300

360

3.000

145

1.200

-10.700

-9.500

***

Udvaskningseffekt i

rodzonen i 2021

(ton N)

max

65*

1.000

1.300

360

3.000

931

4.400

-10.700

-6.300

***

67.887****

-1.917

3.134****

-10.642

-9.425

ca. -8.640

355

3.557****

-9.370

-5.813

ca. -3.300

355

8.025-8.752

104.540****

-2.637

-10.642

-8.500

-165

-9.370

-4.101

6800

hele arealet

167

96000

ikke kendt

Arealændring

2013-2017/18

( ha)

min

960

-150

-233

144

Opdatering af baseline 2019

Udvaskningseffekt i rod-

zonen i 2017/18

(ton N)

max

1.632

611

-50

-233

173

372

7900

hele arealet

167

117.000-192.000

ikke kendt

Arealændring

2013-2021

(ha)

1.165

-180

198

1.925

Udvaskningseffekt i

rodzonen i 2021

(ton N)

min

max

3.250

814

-60

198

2.310

509

hele landbrugs arealet

***

4.779**** 5.434****

ca. -5.310 ca. 2.930

897

961

* Ikke opdateret med revurdering så tal hentet fra fastsættelse af baseline 2021. **Effekt ikke inkluderet i Revurdering af baseline i 2015. *** opdelt anderledes i nærværende undersøgelse end

ved i Revurdering af baseline i 2015.****bemærk at for teknisk justering er der angivet min og max for hvert hovedvandopland og ikke scenarie A og B som i tabel 3.1.3. *****Opgørelsen af

vådområder omfatter alle områder etableret eller som forventes etableret i perioden 2013-2021. Effekten er opgjort til nærmeste recipient.

102

En stor del af den forventede baselineeffekt er således endnu ikke indtrådt.

Det tydeliggør, at når en baselineeffekt udarbejdes som en prognose for ud-

viklingen, er der knyttet en vis usikkerhed til, om den aktuelle udvikling af-

viger fra den skitserede prognose. Hertil skal yderligere lægges, at der optræ-

der en vis tidsforsinkelse fra, at virkemidler implementeres, til de reelt har en

effekt på udvaskning fra rodzone og udledning til kystvande, samt at den ak-

tuelle udledning desuden er påvirket af år-til-år-variation i vejrforhold, jf. af-

snit 2.6 om tidshorisont og tidsforsinkelser.

Ud over effekten af de ovenfor beskrevne virkemidler, er der også en positiv

effekt af etablering af vådområder, som ikke er indregnet i den samlede base-

line. I perioden 2013 – 2018 er der etableret vådområder med en beregnet årlig

kvælstoffjernelse på 355 tons N/år. I 2021 forventes der i alt at være etableret

vådområder med en kvælstofreducerende effekt på 897-961 ton N/år.

Sammenligning med Revurdering af baseline i 2015

I Revurdering af baseline fra 2016 blev der estimeret en ændring i udvasknin-

gen, der varierede mellem en merudvaskning på 4.300 ton N/år og en redu-

ceret udvaskning på 350 ton N/år, hvilket i gennemsnit giver en merudvask-

ning på 1.975 ton N/år. I nærværende rapport er ændringen i kvælstofud-

vaskningen estimeret til at ligge mellem en merudvaskning på 5.310 og en

reduceret udvaskning på 2.930 ton N/år, hvilket i gennemsnit giver en mer-

udvaskning på ca. 1.190 ton N/år. Det vil sige, at der er en mindre udvaskning

i denne opdatering af baseline på ca. 785 ton N/år sammenlignet med Revur-

dering af baseline.

Der er flere forhold, der har ændret sig siden Revurdering af baseline i 2015,

men det er især den samlede beregning af effekten af mergødning, trend i

udbytter og teknisk justering, der er forskellig mellem de to vurderinger (sum

1 og sum 2, tabel 1). Sammenlægges tallene fra Revurdering af baseline, blev

denne i gennemsnit estimeret til at give en merudvaskning på 7.900 ton N,

hvor den i nærværende rapport er estimeret til at give en gennemsnitlig mer-

udvaskning på 6.300 ton N. Det skyldes, at der i denne opdatering er valgt at

tage udgangspunkt i en mergødning for alle bedrifter i et interval på 73.500

ton N i 2011 til 66.400 ton N i 2012 frem for en mergødningen på 73.000 ton N

i 2011, som var udgangspunktet i ”Revurdering af baseline” (tabel 0.1 A side

13). Altså en mindre mergødning i intervallet 500 - 7.600 ton N. Argumentet

for denne ændring er, at afgrødefordelingen påvirker størrelsen af mergød-

ning og et interval for 2011 og 2012 giver et mere realistisk interval, når der

tages hensyn til afgrødefordelingens betydning.

I Revurdering af baseline blev det beregnet, at de økologiske bedrifter ikke vil

anvende 3.400 tons N af mer-gødning (73.000 – 69.600 ton N), beregnet ud fra

arealet af de økologiske bedrifter i 2011. I nærværende opdatering er det be-

regnet at de økologiske bedrifter ikke vil anvende mellem 4.500 og 4.800 ton

N af mer-gødning i henholdsvis 2011 og 2012, beregnet ud fra data fra gød-

ningsregnskaberne.

I ”Revurdering af baseline” blev det antaget, at alle konventionelle bedrifter

anvendte mergødningen i næsten fuld omfang. En analyse af sammenhængen

mellem gødningsnorm og forbrug af gødning på data fra gødningsregnska-

berne viser, at gødningsnormen blev brugt i mindre omfang i 2017 end forud-

sat - ca. 9.500 ton N mindre i perioden 2015-2017. De konventionelle bedrifter

anvendte altså ikke den fulde mergødning ved udfasning af de underopti-

103

male gødningsnormer. Korrigeres både for økologi og de konventionelle be-

drifter mindre ikke-forbrugte gødningsnorm forventes det reelt forventede

merforbrug af handelsgødning at ligge i intervallet 52.200-59.200 ton N.

Derudover er effekten af bioforgasning blevet nedjusteret fra en reduktion på

1.300 ton/år i revurderingen til gennemsnit 400 ton/år i nærværende rapport

(gennemsnitligt 0-800 ton N/år, tabel 1). Denne ændring skyldes primært, at

effekten i nærværende rapport beregnes over en 10-årig horisont i stedet for

en 50-årig horisont som i Revurdering af baseline, samt at den forventede ef-

fekt af bioforgasning i form af højere gødningsvirkning og dermed reduceret

handelsgødningsforbrug modvirkes af, at der samtidig etableres færre efter-

afgrøder, idet landmanden kan konvertere det mindre handelsgødningsfor-

brug til en reduktion i efterafgrødekravet.

Der er allerede i 2018 et langt større økologisk dyrket areal, end hvad der blev

forventet i Revurdering af baseline (tabel 5.1). Denne stigende omlægning til

økologisk jordbrug forventes at fortsætte. Der er således beregnet en betydelig

større effekt af økologisk jordbrug i nærværende rapport.

Ændring i estimatet for effekt for nedgangen i atmosfærisk deposition fra en

effekt på 3.000 ton ved Revurdering af baseline, til i gennemsnit 1.959 ton i

nærværende opdatering skyldes primært, at estimatet for ændring i atmosfæ-

risk deposition har ændret sig fra ca. 9.000 ton N i Revurdering af baseline til

6.000 ton N i nærværende vurdering. Årsagen til dette nye lavere estimat for

udviklingen i kvælstofdepositionen er forbedringer i datagrundlag, modeller

og metoder, der er brugt til beregning af depositionen.

Alt i alt viser denne opdatering af baselineberegningen en lavere prognose for

den forventede udvaskningseffekt af virkemidlerne i 2021, end der blev esti-

meret ved Revurdering af baseline i 2015 (Jensen et al. 2016). Dette estimat er

dog meget afhængig af udviklingen i emissioner fra vore nabolande, og hvor-

vidt de formår at reducere disse til de aftalte lofter for kvælstofemissioner i

2020. Den fulde effekt af virkemidlerne på både kvælstofudvaskning og på

kvælstofudledning til kystvand vil ske med en vis tidsforsinkelse.

Overordnet viser nærværende opdatering af baseline 2021 at forbruget af han-

delsgødning og kvælstofudvaskning bliver mindre grundet nedgang i det dyr-

kede areal og øget andel af økologisk drift. Derudover vil også den forventede

nedgang i atmosfærisk deposition bidrage til at reducere udvaskningen. Om-

vendt vil baselineelementer som stigende udbytter kombineret med øget gød-

ningsnorm og mer-gødningen, tilladt ved at gå fra under- til økonomisk opti-

male normer, øge forbruget af handelsgødning og dermed øge udvaskningen.

Den samlede effekt af baselineelementerne frem til 2018 viser derfor en øget

kvælstofudvaskning, bl.a. fordi den forventede reduktion i den atmosfærisk de-

position endnu ikke indtrådt og fordi baseline 2021 ikke medtager effekten af

målrettede efterafgrøder, MFO m.v., der er indført som kompenserende tiltag

for den øgede udvaskning i forbindelse med overgangen til økonomisk opti-

male gødningsnormer i 2016.

Når man isoleret ser på perioden 2012-2015, som er perioden før gødnings-

normerne blev hævet, kan det være svært at se den positive effekt på udvik-

lingen i kvælstoftilførslen til havet af de to baselineelementer nedgang i det

dyrkede areal og øget andel af økologisk dyrkning. Det kan skyldes, at effek-

ten af de to tiltag har en begrænset størrelse, som kan overskygges af store år-

til- år variation i bl.a. nedbør og temperatur, som kan modvirke eller betinge

104

en øget kvælstofudledning, som det netop er vist for årene 2012-2015. Derud-

over kan forsinkelser i kvælstofomsætning og i vandets transportveje fra

mark til kystvande have en betydning. Regionale opgørelser af den afstrøm-

ningsvægtede total N- og nitrat-koncentration i det afstrømmende vand til

kystvande for målte oplande viser netop, at år- til- år variationen er stor i de

to regioner Fyn og Sjælland, og at ændringer i disse koncentrationer, derfor

bør ses over en årrække ift. at kunne evaluere virkemidlers effekt på kvælstof-

udledning til kystvande.

105

Referencer

Berntsen, J., Petersen, B.M., Kristensen, I.S. & Olesen, J.E., 2004. Nitratudvask-

ning fra økologiske og konventionelle planteavlsbedrifter - simuleringer med

FASSET bedriftsmodellen. DJF rapport - Markbrug 107.

Bergström, L.F. og Kirchmann, H. (1999): Leaching of Total Nitrogen from Ni-

trogen-15-Labeled Poultry Manure and Inorganic Fertilizer. Journal of Envi-

ronmental Quality, 28: 1283-1290.

Blicher-Mathiesen, G., Windolf, J., Børgesen, C.D., Schelde, K. & Olesen, J.E.

(2014). Sammenhænge mellem klimanormaliseret kvælstofudvaskning fra

rodzonen, mark- og erhvervsbalancer for kvælstof og den afstrømningsnor-

maliserede diffuse kvælstofudledning til overfladevand. Notat fra DCE – Na-

tionalt Center for Miljø og Energi. 26 sider.

Blicher-Mathiesen, G., Andersen, H.E. & Larsen, S.E. (2014). Nitrogen field

balances and suction cup-based N leaching in Danish catchments. Agricul-

ture, Ecosystems and Environment 196, 69-75.

Blicher-Mathiesen, G. & Rolighed, J. (2015) Notat om estimat af generel faktor

for merudvaskning af kvælstof ved at anvende husdyrgødning frem for han-

delsgødning. Notat fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi. Aarhus

Universitet. DCE.

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

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

Børgesen, Christen Duus, Poul Nordemann Jensen, Gitte Blicher-Mathiesen

og Kirsten Schelde (editors) (2013). Udviklingen i kvælstofudvaskning og næ-

ringsstofoverskud fra dansk landbrug for perioden 2007-2011. Evaluering af

implementerede virkemidler til reduktion af kvælstofudvaskning samt en

fremskrivning af planlagte virkemidlers effekt frem til 2015. DCA rapport nr.

31, 153 s. Aarhus Universitet.

Børgesen, C.D., Thomsen, I.K., Hansen, E.M., Kristensen, I.T., Blicher-Mathi-

esen, G., Rolighed, J., Jensen, P.N., Olesen, J.E., Eriksen, J. 2015. Notat om til-

bagerulning af tre generelle krav, Normreduktion, obligatoriske efterafgrøder

og forbud mod jordbearbejdning i efteråret. DCA Notat.

106

Børgesen, C.D., Sørensen P., Blicher-Mathiesen G., Kristensen M.K., Pullens,

J.W.M., Zhao J., Olesen J.E. 2019. NLES5 - An empirical model for predicting

nitrate leaching from the root zone of agricultural land in Denmark. Aarhus

University, DCA - Danish Centre for Food and Agriculture. 116 p. - DCA report

No. 163.

http://web.agrsci.dk/djfpublikation/djfpdf/DCArapport163.pdf

Dansk Landbrugsrådgivning, Landscentret og ALECTIA (2008): Modelbereg-

net nitratudvaskning i sugecelleforsøg ved Kalundborg.

De Notaris, C., Rasmussen, J., Sørensen, P., Olesen, J.E. 2018. Nitrogen leach-

ing: a crop rotation perspective on the effect of N surplus, field management

and use of catch crops. Agriculture, Ecosystems and Environment 255, 1-11.

Dejgaard, J.D. 2017. Fremskrivning af dansk landbrug frem mod 2030 – de-

cember 2017. IFRO Udredning, nr. 2017/28.

DHI (2006). Oplandsmodel for N-belastning af Nissum Fjord. Rapport fra

Dansk Hydraulisk Institut. 153 sider.

Doltra, J., Lægdsmand, M., Olesen, J.E., 2014. Impacts of projected climate

change on productivity and nitrogen leaching of crop rotations in arable and

pig farming systems in Denmark. Journal of Agricultural Science 152, 75-92.

Drejebog (2018). Procedurer for indstilling af kvælstof og udbyttenormer.

DCA – Nationalt center for fødevarer og jordbrug, Aarhus Universitet.

http://dca.au.dk/fileadmin/user_upload/NH/Myndighed/Dreje-

bog_Gaeldende_fra_november_2018.pdf

Ellermann, T., Bossi, R., Nygaard, J., Christensen, J., Løfstrøm, P., Monies, C.,

Grundahl, L., Geels, C., Nilesen, I. E., & Poulsen, M. B., (2019a): Atmosfærisk

deposition 2017. NOVANA. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for

Miljø og Energi. 84s. – Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for

Miljø og Energi nr.304.

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

Ellermann, T., Brandt, J., Frohn Rasmussen, L.M., Geels, C., Christensen, J.H.,

Ketzel, M., Jensen, S.S., Nordstrøm, C., Nøjgaard, J.K., Nygaard, J., Monies,

C., & Nielsen, I. E. (2019b). Luftkvalitet og helbredseffekter i Danmark, status

2018. Notat fra Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og

Energi. august 2019: 28 s.

Ellermann, T., Bossi, R., Nygaard, J., Christensen, J., Løfstrøm, P., Monies, C.,

Grundahl, L., Geels, C., Nilesen, I. E., & Poulsen, M. B., (2019c): Atmosfærisk

deposition (2018). NOVANA. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for

Miljø og Energi. 84s. – Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for

Miljø og Energi. Under udarbejdelse.

EMEP (2019): EMEP emissionsdatabase

https://www.ceip.at/webdab_emepdatabase/

Eriksen, J., Askegaard, M. & Kristensen, K. (2004): Nitrate leaching from an

organic dairy crop rotation: the effects of manure type, nitrogen input and

improved crop rotation.

107

Eriksen, J., Jensen, P.N. & Jakobsen, B (eds) 2014. Virkemidler til realisering af

2. generations vandplaner og målrette regulering. DCA rapport Nr. 052. Na-

tionalt Center for Fødevarer og Jordbrug. 330 sider.

EU (2016): Europaparlamentets og Rådets direktiv (EU) 2016/2284 af 14. de-

cember 2016 om nedbringelse af nationale emissioner af visse luftforurenende

stoffer, om ændring af direktiv 2003/35/EF og om ophævelse af direktiv

2001/81/EF. Den Europæiske Unions Tidende 17.12.2016 L 344/1

Husdyrreguleringsudvalget (2010): Status for miljøeffekten af husdyrregule-

ring og anden arealregulering. 11. november 2010.

Hoffmann, C.C. & Baastrup-Pedersen, A. (2007). Re-establishing freshwater

wetlands in Denmark. Ecological Engineering 30, 157-166.

Højberg, A.L., Windolf, J., Børgesen, C.D., Troldborg, L., Tornbjerg, H., Bli-

cher-Mathiesen, G., Kronvang, B., Thodsen, H.,& Ernstsen, V. (2015), Natonal

Kvælstofmodel. Oplandsmodel til belastning og virkemidler. Metode rap-

port. Revideret udgang 2015. GEUS. 111 sider.

https://www.geus.dk/me-

dia/13243/national-kvaelstofmodel-oplandsmodel-til-belastning-og-virke-

midler-sep2015.pdf.

Jabloun, M., Schelde, K., Tao, F., Olesen, J.E., 2015. Effect of changes in tem-

perature and precipitation in Denmark on nitrate leaching in cereal cropping

systems. European Journal of Agronomy 62, 55-64.

Jensen, P.J. (red.), Blicher-Mathiesen, G., Rasmusen, A., Vinther. F.V., Børge-

sen, C.D., Schelde, K., Rubæk, G., Sørensen, P., Olesen, J.E., Knudsen, L. 2014.

Fastsættelse af baseline 2021. Effektvurdering af planlagte virkemidler og æn-

drede betingelser for landbrugsproduktion i forhold til kvælstofudvaskning

fra rodzonen for perioden 2013-2021. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt

Center for Miljø og Energi, 76 s. – Teknisk rapport fra DCE – Nationalt Center

for Miljø og Energi nr. 43.

Jensen, P.N. (red.), Blicher-Mathiesen, G., Rolighed, J., Børgesen, C.D., Olesen,

J.E., Thomsen, I.K., Kristensen, T., Sørensen, P., Vinther, F.V. 2016. Revurde-

ring af baseline. Teknisk rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og

Energi nr 67. 59 pp.

Jensen, S.S., Christensen, J.H., Frohn, L.M., Brandt, J., Ketzel, M., Nielsen, O.-

K., Plejdrup, M.S., Winther, M., Hertel, O., Ellermann, T. 2019. Udvikling i

luftkvalitet og helbredseffekter for 2020 og 2030 i relation til Nationalt pro-

gram for reduktion af luftforurening (NAPCP). Aarhus Universitet, DCE –

Nationalt Center for Miljø og Energi, 52 s. - Videnskabelig rapport nr. 300.

http://dce2.au.dk/pub/SR300.pdf

Kristensen, T., Vinther, F.P., Søegaard, K., Eriksen, J. 2011. Notat vedrørende

skrift fra afgræsning til slæt.

https://pure.au.dk/portal/files/43875947/782351_DJF_230611_Notat_base-

line_afgr_sning_til_sl_t.pdf

Kristensen, T. 2015. Beregning af grovfoderudbytte på kvægbrug ud fra regn-

skabsdata.

https://pure.au.dk/portal/files/87133168/DCArapport57.pdf

108

Kristensen, T. & Sørensen, L. S. 2017.Malkekøer og afgræsning.

http://anis.au.dk/aktuelt/nyheder/vis/artikel/malkekoeer-og-afgraesning/

Landbrugsstyrelsen. 2013. Statistik over økologiske jordbrugsbedrifter 2012.

https://lbst.dk/fileadmin/user_upload/NaturErhverv/Filer/Indsatsom-

raader/Oekologi/Nyheder_og_baggrund/Tal_og_fakta_om_oekologi/An-

tal_oekologiske_bedrifter/Statistik_over_oekologiske_jordbrugsbedrif-

ter_2012_sep_2013.pdf

– tilgået 16 september.

Landbrugsstyrelsen (2017). Vejledning om økologisk arealtilskud 2018. land-

brugsstyrelsen. Miljø- og Fødevareministeriet. 64 sider.

https://lbst.dk/file-

admin/user_upload/NaturErhverv/Filer/Tilskud/Arealtilskud/Miljoe_oe-

kologitilskud/2018/Vejledning_om_OEkologisk_Arealtilskud_2018_FI-

NAL_190118.pdf

Landbrugsstyrelsen. 2019. Statistik over økologiske jordbrugsbedrifter

2018.https://lbst.dk/fileadmin/user_upload/NaturErhverv/Filer/Tvaer-

gaaende/Oekologi/Statistik/Statistik_over_oekologiske_jordbrugsbedrif-

ter_2018.pdf

- tilgået 12 august.

Lemming (2011). Merudvaskning fra rodzonen ved at anvende husdyrgødning

frem for anvendelse af handelsgødning. Planteavlsorientering nr. 55. 14 sider.

Kyllingsbæk, A., Børgesen, C.B., Andersen, J.M., Poulsen, H.D., Børsting, C.F.,

Vinther, F.P., Heidmann, T., Jørgensen, V., Simmelsgaard, S.E., Nielsen, J.,

Christensen, B.T., Grant, R. & Blicher-Mathiesen, G. (2000): Kvælstofbalancer

i dansk landbrug. Mark- og staldbalancer. Danmarks Jordbrugs Forskning og

Danmarks Miljøundersøgelser. – Udgivet af Danmarks Miljøundersøgelser.

https://www.dmu.dk/1_Viden/2_Publikationer/3_ovrige/rappor-

ter/VMPII_midtvejs_web.pdf

Miljøstyrelsen, 2017. Teknisk beskrivelse af beregningsgrundlag for husdyr-

efterafgrøder i ny husdyrregulering. Miljø- og Fødevareministeriet. 10 sider.

https://mst.dk/media/143671/notat-om-beregning-af-husdyrefterafgroe-

dekrav.pdf

Nielsen, K., Styczen, M., Andersen, H.E., Dahl-Madsen, K.I., Refsgaard, J.C.,

Pedersen, S.E., Hansen, J.R., Larsen, S.E., Poulsen, R.N., Kronvang, B., Børge-

sen, C.D., Stjernholm, M., Villholth, K., Krogsgaard, J., Ernstsen, V., Jørgensen,

O., Windolf, W., Friis-Christensen, A., Uhrenholdt, T., Jensen, M.H., Hansen,

I.S., Wiggers, L. (2004). Odense Fjord – Scenarier for reduktion af næringsstof-

fer. Danmarks Miljøundersøgelser. Faglig rapport nr. 485. 246 sider.

Nielsen, O.-K., Plejdrup, M.S., Winther, M., Nielsen, M., Gyldenkærne, S.,

Mikkelsen, M.H., Albrektsen, R., Thomsen, M., Hjelgaard, K., Hoffmann, L.,

Fauser, P., Bruun, H.G., Johannsen, V.K., Nord-Larsen, T., Vesterdal, L., Møl-

ler, I.S., Caspersen, O.H., Rasmussen, E., Petersen, S.B., Baunbæk, L. & Han-

sen, M.G. 2014. Denmark's National Inventory Report 2014. Emission Inven-

tories 1990-2012 - Submitted under the United Nations Framework Conven-

tion on Climate Change and the Kyoto Protocol. Aarhus University, DCE –

Danish Centre for Environment and Energy, 1214pp. Scientific Report from

DCE – Danish Centre for Environment and Energy.

http://dce2.au.dk/pub/SR101.pdf.

109

Nielsen, O-K., Plejdrup, M.S., Winther, M., Mikkelsen, M.H., Nielsen, M.,

Gyldenkærne, S., Fauser, P., Albrektsen, R., Hjelgaard, K.H., Bruun, H.G. &

Thomsen, M. (2019). Annual Danish Informative Inventory Report to UNECE.

Emission inventories from the base year of the protocols to year 2017. Aarhus

University, DCE – Danish Centre for Environment and Energy, 549 pp. Scien-

tific Report No. 313

http://dce2.au.dk/pub/SR313.pdf

Oelofse, M., Jensen, L.S., Magid, J. 2013. The implications of phasing out con-

ventional nutrient supply in organic agriculture: Denmark as a case. Organic

Agriculture 3, 41-55.

Olesen, J.E., Kristensen, T., Kristensen, I.S., Pedersen, B.F., Hansen, E.M.,

Thomsen, I.K., Sørensen, P. 2019. Afklaring af om der er grundlag for en ny

faglig opdatering af kvælstofudvaskningen fra økologiske bedrifter.

https://pure.au.dk/portal/da/persons/joergen-e-olesen(d3bcf85c-a32d-

4169-8f78-b2bf7fe78102)/publications/afklaring-af-om-der-er-grundlag-for-

en-ny-faglig-opdatering-af-kvaelstofudvaskning-fra-oekologiske-bedrif-

ter(5e7e9c20-1fd6-42bc-bcfb-eac68be3b43b).html

Pandey, A., Li, F., Askegaard, M., Rasmussen, I.A. & Olesen, J.E. (2018). Ni-

trogen balances in organic and conventional arable crop rotations and their

relations to nitrogen yield and leaching losses. Agriculture, Ecosystems and

Environment 265, 350-362.

Petersen, B.M., Berntsen, J. & Jørgensen, U., (2005): Vurdering af et værktøj til

VVM-screening, set i relation til hvad der sker med kvælstof tilført jorden med

husdyrgødning. VVM-screeningsrapport. 27 sider.

Petersen, J. & Sørensen, S. (2008). Gødningsvirkning af kvælstof i husdyrgød-

ning – Grundlag for fastlæggelse af substitutionskrav. DJF markbrug nr. 13.

Det Jordbrugsvidenskabelige Fakultet. Aarhus Universitet. 11 sider.

Piil, K. (2019). Kvælstofudvaskning ved stigende gødningsmængder. I Peder-

sen, J.B. (red.) Oversigt over Landsforsøgene 2019. Landbrug & Fødevarer,

Planteproduktion, s. 221-224.

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

forudnyttelse og fosfors værdikæde fra husdyrgødning, bioaffald og spilde-

vand. DCE rapport nr 325. 83pp.

Pullens, J.W.M., Olesen, J.E., Sørensen, C.A.G., 2019. Model til udarbejdelse af

en prognose for høstdatoer. Aarhus Universitet, DCA Notat.

Rolighed, J. & Blicher-Mathiesen, G. (2015) Effekt af husdyrgodkendelser. Notat

fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi. Aarhus Universitet. DCE. 14 pp.

SEGES 2011. Næringsstofindhold i korn fra høsten 2011. Videncenter for Svi-

neproduktion. Notat nr. 1110. 14 sider.

file:///C:/Users/au25512/Downlo-

ads/Erfaring%201110.pdf

SEGES 2012. Næringsstofindhold i korn fra høsten 2013. Videncenter for Svi-

neproduktion. Notat nr. 1226. 13 sider.

https://svineproduktion.dk/publika-

tioner/kilder/notater/2012/1226

110

SEGES 2013. Næringsstofindhold i korn fra høsten 2013. Videncenter for Svi-

neproduktion. Notat nr. 1334. 16 sider.

https://svineproduktion.dk/publika-

tioner/kilder/notater/2013/1334

SEGES 2014. Næringsstofindhold i korn fra høsten 2014. Videncenter for Svi-

neproduktion. Notat nr. 1432.18 sider.

SEGES 2015. Næringsstofindhold i korn fra høsten 2015. Videncenter for Svi-

neproduktion. Notat nr. 1535.19 sider.

https://svineproduktion.dk/Publika-

tioner/Kilder/Notater/2015/1535.aspx

SEGES 2016. Næringsstofindhold i korn fra høsten 2016. Videncenter for Svi-

neproduktion. Notat nr. 1626.17 sider.

https://svineproduktion.dk/publika-

tioner/kilder/notater/2016/1626

SEGES 2017. Næringsstofindhold i korn fra høsten 2017. Videncenter for Svi-

neproduktion. Notat nr. 1732.18 sider.

https://svineproduktion.dk/publika-

tioner/kilder/notater/2017/1732

SEGES 2018. Næringsstofindhold i korn fra høsten 2018. Videncenter for Svi-

neproduktion. Notat nr. 1824.17 sider.

https://svineproduktion.dk/publika-

tioner/kilder/notater/2018/1824

Sørensen, P. og Birkmose, T. (2002): Kvælstofudvaskning efter gødskning

med afgasset gylle. Danmarks Jordbrugs Forskning. Grøn Viden, Markbrug

nr. 266.

Sørensen, P., Børgesen, C.D. 2015. Kvælstofudvaskning og gødningsvirkning

ved anvendelse af afgasset biomasse. DCA rapport nr 65. 46 pp.

http://web.agrsci.dk/djfpublikation/index.asp?action=show&id=1203

Sørensen, P., Thomsen, I.K., Schröder, J.J. 2017. Empirical model for mineral-

isation of manure nitrogen in soil. Soil Research 55, 500-505.

Sørensen, P., Christensen, B.T., Børgesen, C.D. (2019). Langtidseffekter på ni-

tratudvaskning af mineralsk kvælstof i tilført gødning (10-års perspektiv).

Notat til Landbrugsstyrelsen fra DCA, Aarhus Universitet. 29. November

2019. 9 pp.

Tampio, E., Tapio, S., Rintala, J. 2016. Agronomic characteristics of five different

urban waste digestates. Journal of Environmental management 169, 293-302.

Thodsen, H., Tornbjerg, H., Rasmussen, J.J., Bøgestrand, J., Larsen, S.E., Ovesen,

N.B., Blicher-Mathiesen, G., Kjeldgaard, A. & Windolf, J. 2019. Vandløb 2018.

NOVANA. Undertitel. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og

Energi, 2 s. - Videnskabelig rapport nr. 353. http://dce2.au.dk/pub/SR353.pdf

Thomsen, I.K., Hansen, J.F., Kjellerup, V. og Christensen, B.T. (1993): Effects of

cropping system and rates of nitrogen in animal slurry and mineral fertilizer on

nitrate leaching from a sandy loam. Soil Use and Management, 9: 53-58.

Thomsen, I.K., Elsgaard, L., Olesen, J.E., Christensen, B.T. 2016. Nitrogen re-

lease from differently aged Raphanus sativus L.nitrate catch crops during min-

eralization at autumn Temperatures. Soil Use and Management 32, 183-191.

111

Troldborg, L., Børgesen, C. D., Thodsen, H., & van der Keur, P. (2016). Natio

nal Kvælstofmodel: Kvælstofpåvirkning af grundvand. De Nationale Geolo-

giske Undersøgelser for Danmark og Grønland – GEUS.

Vinther, F.P. & Hansen S. (2004) SIMDEN – en simpel model til beregning denitri-

fikation af N

O emission og denitrifikation. DJF-rapport Markbrug nr. 104.

Vinther, F.P. & Olsen, P. (2019) Næringsstofbalancer og næringsstofoverskud

i landbruget 1997/98-2017/18. DCA Rapport nr. 156. DCA – Nationalt Center

for Fødevarer og Jordbrug, Aarhus Universitet.

Waagepetersen, J. (2003). Notat om merudvaskning ved tilførsel af organisk

N til jorden. Vurdering til slutevaluering af VMPII.

Wiggers, L., Bidstrup, J., Kronvang, B., Jørgensen, J.O. og Müller-Wohlfeil, D.

(2002). Mariager Fjord – Tilførsel af næringsstoffer fra land. Rapport fra Århus

Amt. 92 sider.

Windolf, J., Thodsen, H., Troldbrog, L., Larsen, S.E., Bøgestrand, J., Ovesen,

N.B. og Kronvang, B. (2011). A distributed modelling system for simulation

of monthly runoff and nitrogen sources, loads and sinks for ungauged catch-

ments in Denmark. J. of Environ. Monit. 12: 2645-2658

112

Bilag 1: Udviklingen i høst- og kvælstofudbytter

Finn P. Vinther

Sammendrag

Analysen af udviklingen i høst/kerne- og kvælstofudbytter viser følgende:

Udviklingen i arealer og høstudbytter (hkg/ha/år) med tilhørende trends for

perioden (1990) 2006-2017:

•

Det samlede areal med vårbyg og vinterhvede i hele perioden 1990-2018

er reduceret med ca. 3.500 ha/år og med ca. 6.100 ha/år i perioden 2006-

2018. Det samlede kornareal er reduceret lidt mindre (ca. 4.500 ha/år), bl.a.

fordi især arealet med vinterrug i den seneste periode er steget fra ca.

30.000 ha til 100.000 ha.

•

Analyser af vinterhvede og vårbyg i perioden 1990-2017 viser, at udbytte-

trenden for vinterhvede varierede mellem 0,2 og 3,4 hkg/ha/år og for vår-

byg mellem 0,2 og 1,5 hkg/ha/år afhængig af periode og antal år i bereg-

ningen. For begge afgrøder ses den største stigning de seneste 5-10 år.

•

For alle afgrøder, undtagen majs til ensilering, har der været en positiv

trend i høstudbytter i perioden 2006-2017. Trenden varierer mellem 0,8 og

1,7 hkg/ha/år for hhv. vinterhvede og vinterrug, og for korn i alt er den

beregnet til 0,9 hkg/ha/år. Udbytterne i sukkerroer og kartofler er steget

med hhv. ca. 12,7 og 4,4 hkg/ha/år, græs i omdrift med ca. 1 AE/ha/år og

i majs er udbyttet faldet med ca. 0,3 AE/ha/år.

Udviklingen i kvælstofudbytter (kg N/ha) med tilhørende trends for perio-

den 2006-2017:

•

For korn og raps har der været en positiv trend for alle afgrødetyper varie-

rende fra 0,7 kg N/ha/år for vinterhvede og vinterbyg til 1,4 kg N/ha/år

for vinterrug og vinterraps. For vårbyg er udbyttestigningen beregnet til 1,0

kg N/ha/år og for korn i alt til 0,6 kg N/ha/år. For rodfrugter, bælgsæd og

grovfoder, undtagen majs, har der ligeledes været en positiv trend varie-

rende fra 1,2 kg N/ha/år for kartofler til 3,3 kg N/ha/år for hestebønner.

En negative trend for majs til ensilering er beregnet til -1,2 kg N/ha/år.

•

Det gennemsnitlige kvælstofudbyttetrend i perioden 2006-2017, dels med

den aktuelle afgrødefordeling og dels med den samme gennemsnitlige afgrø-

defordeling i alle årene er beregnet til hhv. 0,8 og 1,2 kg N/ha/år. Udbytte-

trenden med den samme gennemsnitlige afgrødefordeling i alle årene falder

til 0,9 kg N/ha/år, når årene 2016 og 2017 uden normreduktion udelades.

Udviklingen i kvælstofudbytter (kg N/ha) med tilhørende trends for perio-

den 1990-2017:

•

For vinterhvede har udbyttetrenden varieret mellem -0,7 og 3,6 kg N/ha/år

og for vårbyg mellem 0 og 1,8 kg N/ha/år afhængig af periode og antal år,

og startåret for beregningen har stor betydning for den beregnede trend.

•

Den gennemsnitlige afgrødevægtede trend har varieret mellem 0 og 2,3 kg

N/ha/år afhængig af periode og antal år. En gennemsnitlig trend for pe-

rioden midt 90’erne til 2017 er estimeret til 0,6 kg N/ha/år.

113

Estimeret trend for perioden 2013-2021:

•

Et forsigtigt og usikkert estimat for udviklingen i 2018-2021 resulterer i en

trend for kvælstofudbytte mellem 0,3 og 0,6 kg N/ha/år for perioden

2013-2021.

Indledning

Nærværende notat er en opdatering af bilagene om udvikling i høstudbytter i

Jensen et al. (2014 og 2016) og er baseret på data fra Danmarks Statistik (afsnit 3).

Dernæst følger i afsnit 4 en kort gennemgang af afgrødefordelingen, efterfulgt

i afsnit 5 af en gennemgang af høstudbytter og endelig i afsnit 6 en gennemgang

af udviklingen i høstede N-udbytter. I afsnit 6 er der først analyser af udviklin-

gen i høstet N på afgrødeniveau, samt en vurdering afgrødesammensætnin-

gens betydning, baseret på perioden 2006-2017. Dernæst følger analyser af ud-

viklingen i høstet N i perioden 1990-2017. Baseret på disse analyser er der til

sidst i afsnit 6 estimeret en trend for perioden 2013-2021.

Data

I analyserne af udviklingen i høstudbytter på afgrødeniveau og udbyttetrends

er der primært anvendt data fra Statistikbankens høsttabel HST77 (Danmarks

Statistik, 2019a), som pt. dækker perioden 2006-2018 og omfatter afgrøder, der

udgør ca. 90% af det dyrkede areal minus brak (Tabel 1).

Tabel 1.

Afgrøder i Statistikbankens høsttabel HST77 med angivelse gennemsnitsareal

2006-2018, samt pct. af dyrket areal minus brak.

Afgrøder

KORN KERNE I ALT

Vi terhvede

Vårhvede

Vi terrug

Triti ale

Vi ter g

Vår g

Havre og la dsæd

Majs til ode hed

RAPS I ALT

Vi terraps

Vårraps

BÆLGSÆD I ALT

Markærter

Heste ø er

HALM I ALT, DER ER BJÆRGET

Hal af kor , der er jærget

RODFRUGTER ROD I ALT

Læggekartofler u der ko trol

Kartofler til elproduktio

Spisekartofler

Sukkerroer til fa rik

Fodersukkerroer og a de rodfrugt til foder

GRÆS, GRØNTFODER OG EFTERSLÆT I ALT

Lu er e

Majs til e sileri g

Kor til e sileri g

Græs og kløver i o drifte

Græs ude for o drifte

Efterslæt efter kor og helsæd

Areal i alt, i us efterslæt

Dyrket areal i us rak

e s it

P t. af

dyrket areal

114

Dette er for vinterhvede og vårbyg, samt ved beregning af det samlede kvæl-

stofudbytte, suppleret med data fra Statistikbankens høsttabel HST6 (Dan-

marks Statistik, 2019b), som dækker perioden 1990-2006.

Afgrødefordeling (ha)

Figur 1 viser udviklingen af arealer med korn og raps. Bl.a. ses, at det samlede

areal med vårbyg og vinterhvede har været forholdsvis konstant (fig. 1, th), men

at der i perioden har været betydelige forskelle mellem de to afgrøder, hvilket

skyldes forskelle i vejrforholdene de enkelte år. Det fremgår også at det samlede

areal med vårbyg og vinterhvede i hele perioden 1990-2018 er reduceret med

ca. 3.500 ha/år og med ca. 6.100 ha/år i perioden 2006-2018. Det samlede korn-

areal er reduceret lidt mindre (ca. 4.500 ha/år), bl.a. fordi især arealet med vin-

terrug i den seneste periode er steget fra ca. 30.000 ha til 100.000 ha.

Figur 1.

Udviklingen i arealer med vinterhvede og vårbyg 1990-2018 (øverst), samt korn og raps 2006-2018 (nederst).

Udviklingen i arealer med rodfrugter, bælgsæd og grovfoder er vist i Figur 2.

Det kan her især bemærkes at arealet med hestebønner er steget ganske bety-

deligt de seneste år, fra 2.700 ha i 2013 til 26.900 ha i 2018.

Den gennemsnitlige afgrødefordeling jf. Statistikbankens høsttabel HST77 for

perioden 2006-2018 fremgår af Tabel 1.

115

Figur 2.

Udviklingen i arealer med rodfrugter, bælgsæd og grovfoder 2006-2018.

Høstudbytter (hkg/ha)

Indledningsvis skal det nævnes at høstudbytter opgjort af Danmarks Statistik

inkluderer både konventionelle og økologiske udbytter. De økologiske udbyt-

ter er formentlig lavere end de konventionelle, og da det økologiske areal er

steget betydeligt de senere år (se afsnit 3.4), vil det have indflydelse på de

beregnede udbyttetrends. Hvis beregningerne alene fortages på konventio-

nelle udbytter vil udbyttetrends formentlig blive lidt højere end trends bereg-

net ud fra Danmarks Statistiks udbytter.

Det kan nævnes høstudbytter for korn og raps stammer fra indberetninger fra

landmænd og var i 2017 baseret på brutto 2.800 bedrifter svarende til 8 pct. af

alle bedrifter i det pågældende år (Danmarks Statistik, 2017). For kartofler, roer,

silomajs samt græs- og kløvermark i omdrift er udbytterne baseret på spørge-

skemaer udfyldt af ca. 50 planteavlskonsulenter (Danmarks Statistik, 2017).

Figur 3 og 4 viser udviklingen i høstudbytter for perioden 2006-2018, samt for

vinterhvede og vårbyg ligeledes for perioden 1990-2018. Beregnede lineære

udbyttetrends omfatter dog kun perioden indtil 2017, idet udbytterne i 2018

på grund af tørke var meget afvigende, som det fremgår af Fig. 4, hvor udbyt-

tet af korn i alt blot udgjorde ca. 75% af sidste fem års gennemsnit. Lignende

gjorde sig gældende for de øvrige afgrøder, med f.eks. 65-75% lavere udbytter

i kartofler og græs.

Det ses i fig. 3 og 4, at der for alle afgrøder, undtagen majs til ensilering, har

været en positiv trend i høstudbytter. For korn varierer trenden mellem 0,8 og

1,7 hkg/ha/år for hhv. vinterhvede og vinterrug, og for korn i alt er trenden

beregnet til 0,9 hkg/ha/år. Udbytterne i sukkerroer og kartofler er steget med

hhv. ca. 12,7 og 4,4 hkg/ha/år, græs i omdrift med ca. 1 AE/ha/år og i majs

er udbyttet faldet med ca. 0,3 AE/ha/år. Endvidere ses i Fig. 3, at trenden for

vinterhvede og vårbyg er væsentlig lavere for hele perioden 1990-2017 end for

de seneste år 2006-2017.

116

Periode

A tal år

Tre d, kg N/ha/år

Vi terhvede

Vår yg

Figur 3.

Høstudbytter (hkg/ha) for vinterhvede og vårbyg 1990-2018 (øverst), samt for korn og raps 2006-2018 med angivelse

af lineær trends til 2017.

Figur 4.

Høstudbytter for rodfrugter og bælgsæd (hkg/ha) og for grovfoder (AE/ha) 2006-2017 med angivelse af lineær trend.

117

Kvælstofstofudbytter (kg N/ha)

Afgrødernes protein- eller kvælstofindhold er hentet fra:

•

Korn:

Årlige analyser ved SEGES (Svineproduktion) ”Næringsindhold i

korn fra høsten 2006-2018”.

•

Raps, halm, sukkerroer, kartofler og bælgsæd (ærter og hestebønner):

”Fodermid-

deltabellen” (Møller et al., 2005).

•

Grovfoder:

”Kvægs fodermiddeltabel” og ”Tal om kvæg – grovfoderanaly-

ser”, SEGES, suppleret med personlig meddelelse fra Ole Aaes og Leif

Knudsen, SEGES, der viser en svagt faldende tendens for proteinindhold i

kløvergræsensilage i perioden 1978-2016 og for majsensilage i perioden

1978-2013. Dette er indregnet i opgørelserne neden for.

Proteinindhold

Proteinindholdet i korn har været jævnt faldende i perioden 1988 til 2014,

undtagen i 2007-2008, hvor indholdet blev målt til ca. 1% højere end årene

forud (Fig. 5). De seneste tre år er proteinindholdet igen steget fra ca. 8,5% i

2015 til ca. 10,5% i 2018. Stigningen skyldes formentlig ophævelse af norm-

reduktionen, men også lave udbytter i 2018 har været medvirkende, idet lave

udbytter resulterer i højere proteinindhold.

Figur 5.

Proteinindhold i korn

1988-2018 (Poulsen & Sloth,

2018)

Udvikling 2006-2017

Kvælstofudbytter på afgrødeniveau

Figur 6 viser udviklingen i kvælstofudbytter (kg N/ha) for korn og raps, med

tilhørende trends beregnet for perioden 2006-2017. Der har været en positiv

trend for alle afgrøder varierende fra 0,7 kg N/ha/år for vinterhvede og vinter-

byg til 1,4 kg N/ha/år for vinterrug og vinterraps. For vårbyg er udbyttestignin-

gen beregnet til 1,0 kg N/ha/år og for korn i alt har den været 0,6 kg N/ha/år.

118

Figur 6.

Udviklingen i kvælstofud-

bytter (kg N/ha) for korn i alt og

bjærget halm af korn (øverst)

samt udvalgte afgrøder af korn

og raps 2006-2018 (nederst) med

tilhørende lineære trends for peri-

oden 2006-2017.

Tabel 2.Kvælstofudbyttetrends

2006-2017, 2006-2016 og 2006-2015 (kg N/ha/år) for udvalgte afgrøder af korn og raps i hele

landet. Nederst pct.-ændring pr. år.

Korn i

alt

Hele landet (2006-2017)

Hele landet (2006-2016)

0,69

0,38

Vinter-

hvede

0,69

0,15

-0,25

0,7

0,1

-0,2

Vår-

hvede

0,94

0,88

0,55

1,6

1,5

0,9

Vinter-

rug

1,37

1,34

1,30

2,4

2,3

Triticale

2,41

1,61

1,12

4,1

2,7

1,9

Vinter-

byg

0,70

0,22

-0,14

0,9

0,3

-0,2

Havre Majs til

Vårbyg og bland- moden-

sæd

hed*

1,02

0,90

0,68

1,5

1,3

1,0

1,90

1,82

1,55

3,6

3,5

2,9

5,22

5,56

4,44

13,6

14,5

11,6

RAPS I

ALT

1,35

1,06

2,49

1,4

1,1

2,6

Hele landet (2006-2015)

0,11

Pct.ændring:

2006 - 2017

0,8

2006 - 2016

0,4

2006 - 2015

0,1

* 2011-2017, 2011-2016 eller 2011-2015

Tabel 2 viser kvælstofudbyttetrends (kg N/ha/år) for de tre perioder 2006-

2017, 2006-2016 og 2006-2015, hvor sidstnævnte dækker perioden inden ud-

fasning af normreduktionen.

Generelt stiger udbyttetrenden når 2016 og 2017 medregnes i analysen. Man

kan dog ikke umiddelbart konkludere, at dette alene skyldes udfasning af

normreduktionen, idet også vejret har en afgørende betydning for udbytterne.

F.eks. ses, at hvis det ”dårlige raps-år” 2016 udelades, og man kun ser på pe-

119

rioden 2006-2015, fås en væsentlig højre trend (2,49 kg N/ha/år) end hvis pe-

rioden inkluderer de to år uden normreduktion, som resulterer i trends på

hhv. 1,06 og 1,35 kg N/ha/år.

Figur 7 viser udviklingen i kvælstofudbytter (kg N/ha) og trends (kg

N/ha/år) for rodfrugter, bælgsæd og grovfoder 2006-2017. Undtagen for majs

har der for disse afgrøder været en positiv trend varierende fra 1,2 kg

N/ha/år for kartofler til 3,3 kg N/ha/år for hestebønner. Den negative trend

for majs til ensilering er beregnet til -1,2 kg N/ha/år.

Betydning af afgrødefordeling

Med henblik på at beregne det samlede kvælstofudbytte for alle de i høsttabel

HST77 nævnte afgrøder (se tabel 1), inkl. bjærget halm og efterslæt, er der

anvendt den aktuelle afgrødefordeling for disse i perioden 1990-2017 fra høst-

tabel HST6. Desuden er der beregnet en gennemsnitsafgrødefordeling, såle-

des at betydningen af afgrødefordelingen kan vurderes.

Figur 8 viser udviklingen i det gennemsnitlige kvælstofudbytte (kg N/ha) i

perioden 2006-2017, dels med den aktuelle arealfordeling og dels med den

samme gennemsnitlige arealfordeling i alle årene. En del af årsagen til den

forholdsvis store forskel i 2009-2011 er, at arealet med vinterhvede netop i

disse år var 85.000-105.000 ha større end gennemsnitsarealet på 643.000 ha.

Figur 7.

Udviklingen i kvælstofud-

bytter (kg N/ha) for rodfrugter,

bælgsæd og grovfoder 2006-

2018 med tilhørende lineære

trends for perioden 2006-2017.

120

Figur 8.

Kvælstofudbytter (kg

N/ha) for hele landet opgjort ved

aktuel årlig afgrødefordeling og

ved en gennemsnitlig (2006-

2017) afgrødefordeling i alle

årene.

Udvikling 1990-2017

Kvælstofudbytter - vinterhvede og vårbyg

Figur 9 viser, at der i perioden 1990-2017 har været en negativ trend (-0,5 kg

N/ha/år) for vinterhvede og svagt positiv (0,2 kg N/ha/år) for vårbyg. Des-

uden viser den indsatte tabel at længden af perioden og startåret har afgø-

rende betydning for trenden.

Periode

A tal år

Tre d, kg N/ha/år

Vi terhvede

Vår yg

- ,

Figur 9.

Kvælstofudbytter (kg N/ha) for vinterhvede og vårbyg med tilhørende trends for perioden 1990-2017, samt tabel med

trends for forskellige perioder.

Kvælstofudbytter - alle afgrøder

I figur 10 er nærværende opgørelse sammenlignet med opgørelser i landover-

vågningsrapporten (LOOP), jf. Blicher-Mathiesen et al. (2019). Årsager til at

LOOP ligger lidt højere end nærværende opgørelse er at LOOP inkluderer

nogle afgrøder, som ikke er inkluderet i Statistikbankens høsttabel HST77. Det

drejer sig om afgrøder så som frilandsgrønsager, frugt og bær, frø til udsæd,

o.a., der tilsammen udgør omkring 10% af det dyrkede areal. Udbyttetrenden

er dog rimelig ens i de to opgørelser.

121

Figur 10.

Sammenligning af

kvælstofudbytter (kg N/ha) i nær-

værende opgørelse og i LOOP

(Blicher-Mathiesen et al., 2019).

Tabel 3.

Kvælstofudbyttetrends (kg N/ha/år) for perioder á 25, 20, 15, 10 og 5 år beregnet

ud fra Nærværende opgørelse i Figur 10. I hver periode er trenden beregnet både med og

uden 2016-2017 som er uden normreduktion.

Periode

A tal år Tre d, kg N/ha/år %-æ

dri g/år

I tabel 3 er der beregnet en trend (kg N/ha/år) og pct.-ændring pr. år for del-

perioder á 25, 20, 15, 10 og 5 år. I hver periode er trenden beregnet både med

og uden 2016-2017 som er uden normreduktion. Generelt stiger udbyttetren-

den når 2016-2017 medregnes. Det er dog ikke ensbetydende med at udfas-

ning af normreduktionen alene er årsag til den stigende udbyttetrend, idet

vejret også spiller en afgørende rolle for udbytterne. Dette ville have været

særlig tydeligt, hvis 2018-udbytter var inkluderet i trenden, hvilket tydeligt

fremgår af f.eks. Fig. 6 og 7.

122

Estimeret trend 2012-2021

Som det fremgår af tabel 3 er det særdeles vanskeligt at give et estimat for

udviklingen frem til 2021. Et muligt estimat kunne være at anvende et gen-

nemsnit af de beregnede trends i tabel 3, hvilket resulterer i en trend på 0,6 kg

N/ha/år. Med tanke på hvordan udbytterne i 2018 og 2019 forventes at blive,

kunne et mere konservativt estimat være at trenden er 0 kg N/ha/år efter

2017. Dette resulterer i en trend for perioden 2012-2021 på mellem 0,4 og 0,6

kg N/ha/år, benævnt som hhv. ”lavt” og ”højt” estimat i Fig. 11.

Til orientering er den estimerede udvikling i kvælstofudbytter vist sammen

med den aktuelle udvikling i Fig. 12.

Figur 11.

Estimerede kvælstof udbyttetrends for perioden

2012-2021. Se tekst for forklaring.

Figur 12.

Estimeret udvikling 1998-2021 sammenholdt med

aktuel udvikling 1998-2017.

Referencer

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

stensen, M. V., Jensen, P. G., Wienke, J., Hansen, B. & Thorling, L. (2019) Land-

overvågningsoplande 2017. NOVANA. Videnskabelig rapport fra DCE - Natio-

nalt Center for Miljø og Energi nr. 305. Aarhus Universitet, Institut for Bioscience

og De Nationale Geologiske Undersøgelser for Danmark og Grønland – GEUS.

Danmarks Statistik (2017). Statistikdokumentation for høsten af korn m.v.

2017. Danmarks Statistik, Sejrøgade 11, 2100 København Ø.

https://www.dst.dk/da/Statistik/dokumentation/statistikdokumenta-

tion/hoesten-af-korn--raps-og-baelgsaed/praecision-og-paalidelighed

Danmarks Statistik (2019a) Høsttabel HST77: HØSTRESULTAT EFTER OM-

RÅDE, AFGRØDE OG ENHED 2006-2018 (https://www.statistikban-

ken.dk/statbank5a/default.asp?w=1024)

Danmarks Statistik (2019b) Høsttabel HST6: HØSTRESULTAT EFTER AF-

GRØDE OG ENHED 1990-2015 (AFSLUTTET) (https://www.statistikban-

ken.dk/statbank5a/default.asp?w=1024)

Jensen, P.N., Blicher-Mathiesen, G., Rasmussen, A., Vinther, F.P., Børgesen,

C.D., Schelde, K., Rubæk, G., Sørensen, P., Olesen, J.E. & Knudsen, L. (2014).

FASTSÆTTELSE AF BASELINE 2021. Effektvurdering af planlagte virkemid-

ler og ændrede betingelser for landbrugsproduktion i forhold til kvælstofud-

vaskning fra rodzonen for perioden 2013-2021. Teknisk rapport fra DCE – Na-

tionalt Center for Miljø og Energi nr. 43, Aarhus Universitet.

123

Jensen, P.N., Blicher-Mathiesen, Rolighed, J., Børgesen, C.D., Olesen, J.E.,

Thomsen, I.K., Kristensen, T., Sørensen, P. & Vinther, F.P. (2016) Revurdering

af baseline. Teknisk rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr.

67, Aarhus Universitet.

Møller, J., Thøgersen, R., Helleshøj, M. E., Weisbjerg, M. R., Søegaard, K. & Hvel-

plund, T. (2005) Fodermiddeltabel 2005 – Sammensætning og foderværdi af fo-

dermidler til kvæg. Rapport 121, Dansk Kvæg, Landbrugets Rådgivningscenter.

Poulsen, J. & Sloth, N.M. (2018) Næringsindhold i korn fra høsten 2018. Notat

nr. 1824, SEGES Svineproduktion, Landbrug og Fødevarer.

124

Bilag 2: Udvikling i kvælstofnormer 2005/06-

2018/19

Finn P. Vinther

Indledning

Analyserne her af udviklingen i kvælstofnormer er baseret på Normudvalgets

indstillinger til Landbrugsstyrelsen af de økonomisk optimale normer. I no-

tatet er der først en kort beskrivelse af metoden til fastsættelse af de økono-

misk optimale normer. Dernæst en præsentation af normerne på afgrødeni-

veau, efterfulgt af afgrødevægtede normer og afgrødesammensætningens be-

tydning for den gennemsnitlige norm. Endelig er der estimeret en trend for

udviklingen i 2013-2021.

Metode

Procedurerne for fastsættelse af økonomisk optimale kvælstofnormer er de-

taljeret bekrevet i ”Procedurer for indstilling af kvælstof og udbyttenormer”

(Drejebogen, 2018), og kun væsentlige elementer, der kan medvirke til at for-

klare variationer i kvælstofnormerne, er kort beskrevet her.

Udgangspunktet er Landsforsøgene ved SEGES, hvor der hvert år gennemfø-

res et stort antal markforsøg til bestemmelse af udbytter ved stigende gød-

ningstilførsel. Det største antal forsøg udføres med de primære kornafgrøder

vårbyg og vinterhvede, men også andre afgrøder indgår.

For hvert forsøg beregnes den økonomisk optimale N-tilførsel ved brug af et

tredje- eller andengradspolynomium. I beregningerne indgår endvidere byt-

teforholdet mellem kvælstof- og kornpris, og den økonomisk optimale N-til-

førsel beregnes desuden med og uden indregning af værdien af protein. I

grovfoderafgrøder indregnes 100% af værdien af protein, og i kornafgrøder

er der indtil 2015/16 indregnet 50%, hvorefter det blev hævet til 75%. Betyd-

ningen af at hæve indregning af proteinpris fra 50% til 75% i vinterhvede og

vårbyg kan ses i Fig. 1, og som det fremgår af figuren, skyldes en del af stig-

ningen de seneste år denne ændring i indregning af proteinpris.

Ændringer i kvælstofnormer fra år til år skyldes dels ændringer i høstudbyt-

ter opgjort af Danmarks Statistik dels ændringer i metoden til indstilling af

normer gennemført af Normudvalget. Stigende eller faldende udbytte i Dan-

marks Statistik medfører hhv. stigende eller faldende kvælstofnorm, hvor ud-

bytteændringer beregnes ved at sammenligne det aktuelle års udbytte med

gennemsnittet af de foregående fem år og derefter fremskrive dette to år til

den planperiode, hvor normen skal gælde. Det vil sige, at effekten af udbyt-

teændringer kan ses på kvælstofnormen med to års forsinkelse, hvilket vil

kunne ses i Fig. 1 ved at sammenholde høstudbytter med økonomisk optimal

norm. Disse beregninger foretages for alle kornafgrøder, men for de fleste af

de øvrige afgrøder, hvor forsøgsgrundlaget er begrænset og usikkert, herun-

der grovfoderafgrøder, er årlige ændringer i normen baseret på den gennem-

snitlige procentvise ændring i vinterhvede og vårbyg, hvor forsøgsgrundlaget

er størst.

125

Figur 1.

Høstudbytter (øverst)

sammenholdt med økonomisk

optimal norm med og uden ind-

regning af 75% af proteinpris (ne-

derst) for vinterhvede og vårbyg.

Normer på afgrødeniveau

I det følgende gives en oversigt over udviklingen i de økonomisk optimale

kvælstofnormer for udvalgte afgrøder, der tilsammen udgør ca. 90% af det

dyrkede areal, dvs. de afgrøder, der er inkluderet i Danmarks Statistiks høst-

tabel HST77 (Danmarks Statistik, 2019). De økonomisk optimale kvælstofnor-

mer er hentet fra de regneark, der af Normudvalget indstilles til Landbrugs-

styrelsen, som derefter beregner en eventuel normreduktion. I de efterføl-

gende resultater for enkeltafgrøder er der indregnet 75% af proteinprisen i

korn fra 2016 og frem. Effekten af at ændre fra 50 til 75% er vist i opgørelsen

af den afgrødevægtede norm på s. 6.

Som eksempler er der i tabel 1 vist økonomisk optimale kvælstofnormer i de

fem jordtypegrupper for vårbyg og vinterhvede i planperioderne 2005/06-

2018/19. Desuden er til venstre i tabellerne vist en typisk jordtypefordeling,

som er anvendt til at beregne en jordtypevægtet norm (vist nederst i tabel-

lerne). Denne beregning er foretaget for alle afgrøder og jordtypevægtede

gennemsnitsnormer er vist i tabel 2. Disse er desuden vist i figur 1 og 2 med

tilhørende trends.

126

Tabel 1.

Økonomisk optimale normer i de fem jordtypegrupper, simpelt gennemsnit og jordtypevægtet gennemsnit for vårbyg og

vinterhvede som eksempler. Typisk jordtypefordeling er vist til venstre i tabellen

Vårbyg

Jordtype

JB 1 og 3

JB 2 og 4, +10-12

JB 1-4, vandet

JB 5-6

JB 7-9

Andel

0,20

0,32

0,16

0,24

0,08

2005/06 2006/07 2007/08 2008/09 2009/10 2010/11 2011/12 2012/13 2013/14 2014/15 2015/16 2016/17 2017/18 2018/19

136

131

154

139

150

142

139

136

132

153

140

150

142

139

134

131

153

139

149

141

139

133

129

151

137

152

141

137

132

127

149

135

151

139

135

132

127

150

135

151

139

136

125

121

143

129

145

133

129

125

120

143

128

144

132

129

133

129

151

137

153

141

137

139

134

157

142

158

146

143

148

143

166

151

167

155

152

144

139

162

147

153

149

147

141

137

159

145

151

147

144

142

137

160

145

151

147

145

simpelt gennemsnit

jordtypevægtet gns.

Vinterhvede

Jordtype

Andel

JB 1 og 3

0,08

JB 2 og 4, +10-12

0,33

JB 1-4, vandet

0,07

0,41

JB 5-6

JB 7-9

0,12

simpelt gennemsnit

jordtypevægtet gns.

2005/06 2006/07 2007/08 2008/09

2009/10 2010/11 2011/12 2012/13 2013/14 2014/15 2015/16 2016/17 2017/18 2018/19

174

176

196

189

201

187

184

173

176

196

190

200

187

186

174

177

197

190

201

188

186

174

177

197

191

207

189

188

173

176

196

190

206

188

186

177

180

200

193

210

192

190

174

177

197

190

207

189

187

167

170

190

184

200

182

180

165

169

189

182

198

181

179

163

169

190

191

204

183

177

183

191

202

211

193

194

167

173

194

200

213

189

190

176

182

203

209

222

198

199

179

185

206

212

224

201

202

Tabel 2.

Jordtypevægtede økonomisk optimale N-normer for udvalgte hovedafgrøder, som til sammen dækker ca. 90% af det

dyrkede areal, jf. tabel 3.

Afgrøder

Vårbyg (1)

Vinterhvede (11)

Vinterbyg (10)

Vårhvede (2)

Hybridrug (15)

Triticale (16)

Vinterraps (23)

Stivelseskartofler (151)

Sukkerroer (160)

Majs (216)

Kløvergræs (260)

Permanent græs (251)

2005/06

139,5

183,8

169,3

143,4

147,9

153,8

190,2

205,9

127,9

192,0

282,2

78,9

2006/07

139,4

185,7

169,4

137,1

147,5

154,5

190,9

209,5

128,1

192,2

283,3

77,8

2007/08

138,7

186,1

170,2

136,3

146,6

163,8

200,3

209,3

128,6

191,5

282,6

78,2

2008/09

137,3

187,6

172,9

135,2

148,7

167,3

207,5

215,1

129,1

173,2

273,4

77,8

2009/10

135,4

186,4

176,6

133,1

147,0

170,6

211,6

219,5

126,8

177,0

279,8

80,0

2010/11

135,6

190,0

172,6

129,1

147,1

166,6

220,6

233,0

128,2

181,2

281,0

80,0

2011/12

129,2

187,0

168,7

128,9

148,0

162,9

219,1

235,1

129,2

174,6

279,8

80,0

2012/13

128,6

180,4

168,6

127,2

148,0

163,9

220,1

225,1

129,2

172,7

278,9

80,0

2013/14

137,2

178,8

167,6

129,8

146,5

165,6

221,1

225,1

129,2

174,7

279,9

80,0

2014/15

142,6

183,1

175,6

156,2

163,0

171,9

216,1

230,9

129,9

176,6

285,8

80,0

2015/16

151,6

194,1

184,8

164,8

170,9

179,8

217,1

233,5

131,5

176,7

287,9

80,0

2016/17

146,8

189,7

184,8

163,1

174,7

179,9

217,6

243,5

127,4

167,1

288,1

80,0

2017/18 2018/19

144,4

144,8

198,7

201,6

187,4

183,8

165,1

165,7

167,7

158,7

179,5

179,8

219,1

209,6

236,5

231,9

129,2

129,6

171,4

172,8

290,3

291,0

81,0

80,0

Figur 2.

Jordtypevægtet økono-

misk optimal norm for korn og

vinterraps.

127

Figur 3.

Jordtypevægtet økonomisk optimal norm for rodfrugter og grovfoder.

Figur 2 og 3 viser udviklingen jordtypevægtede gennemsnitsnormer med

tilhørende trends (kg N/ha/år). Det fremgår her, at for alle afgrøder, undta-

gen majs og permanent græs, har der været en stigende trend. Dette er i

overensstemmelse med udviklingen i høstudbytter, som ligeledes viser posi-

tive trends for alle afgrøder undtagen majs og permanent græs (se notat om

udvikling i høst- og N-udbytter (bilag 1)).

Afgrødevægtet norm

Med henblik på at beregne en samlet økonomisk optimal jordtypevægtet gen-

nemsnitsnorm for alle nævnte afgrøder er der i tabel 3 vist den aktuelle afgrø-

defordeling for disse i perioden 2006-2019 samt en gennemsnitsafgrødeforde-

ling for perioden.

Tabel 3.

Aktuel og gennemsnits (t.h.) afgrødefordeling 2006-2019 samt nederst pct.-andel af dyrket areal minus brak.

Areal, 1.000 ha

Vårbyg (1)

Vinterhvede (11)

Vinterbyg (10)

Vårhvede (2)

Hybridrug (15)

Triticale (16)

Vinterraps (23)

Stivelseskartofler (151)

Sukkerroer (160)

Majs (216)

Kløvergræs (260)

Permanent græs (252)

I alt, 1000 ha

Dyrket areal minus brak

Pct. af dyrket areal

2006

520,5

682,1

161,2

10,3

29,8

32,9

124,5

18,7

41,7

135,2

270,9

189,4

2217

2517

2007

461,9

683,8

168,8

7,9

30,0

32,2

179,8

20,9

39,3

144,9

262,5

196,6

2229

2478

2008

588,3

638,7

126,5

10,7

31,0

36,6

173,0

20,0

36,2

159,0

300,3

190,0

2310

2597

2009

449,2

716,5

141,3

9,4

42,2

43,9

160,9

17,7

37,7

168,9

305,9

192,4

2286

2618

2010

430,9

743,9

142,6

13,8

51,3

36,1

164,8

16,6

39,1

172,2

320,9

199,9

2332

2637

2011

473,2

724,5

130,9

20,2

56,1

26,6

152,2

18,9

39,9

173,7

329,1

186,7

2332

2636

2012

621,6

588,7

104,2

31,0

57,5

20,0

126,9

21,3

42,9

183,6

326,8

200,4

2325

2640

2013

580,3

542,1

110,9

28,8

88,2

12,5

175,1

21,2

38,7

182,9

320,1

195,5

2296

2619

2014

485,3

651,5

145,2

16,9

104,1

14,5

165,6

21,6

35,9

183,4

312,5

192,6

2329

2647

2015

512,2

608,7

114,2

12,6

125,5

15,4

193,2

22,0

25,0

177,9

255,6

254,8

2317

2628

2016

596,9

568,8

111,7

16,3

99,0

9,0

164,3

25,5

34,6

178,5

270,0

225,6

2300

2619

2017

540,6

579,5

127,0

14,0

108,7

8,2

177,7

27,3

33,1

165,3

272,2

234,7

2288

2626

2018

711,8

406,8

81,9

32,8

90,0

7,3

145,3

28,8

39,4

177,7

264,1

212,7

2199

2636

2019

484,9

556,3

100,1

13,8

146,3

8,6

165,2

35,8

29,1

186,3

285,9

224,5

2237

2637

Gns.

532,7

620,8

126,2

17,0

75,7

21,7

162,0

22,6

36,6

170,7

292,6

206,8

2286

2610

Figur 4 viser udviklingen i den økonomisk optimale jordtypevægtede gen-

nemsnitsnorm ved aktuel afgrødefordeling og ved en gennemsnitsafgrøde-

fordeling i alle årene med tilhørende trends.

Stigningen i 2010-2011 hænger sammen med høje vinterhvedeudbytter i 2008-

2009, idet normerne som tidligere nævnt bl.a. fastsættes ud fra en to års frem-

skrivning af Danmarks Statistiks udbytter. Det forholdsvis store fald i 2012-2013

skyldes især, at arealet med vinterhvede i disse år var lavt (Tabel 3). Stignin-

gerne frem til 2016 hænger dels sammen med generelt stigende udbytter og dels

med, at proteinkorrektionen blev ændret fra 2016. At normen ved aktuel areal-

fordeling falder fra ca. 188 kg N/ha 2016-2017 til 184 kg N/ha i 2018 hænger

sammen med, at arealet med vinterhvede var forholdsvis lavt og arealet med

vårbyg forholdsvis højt i 2018 (se Figur 2 i bilag 1). Normen for vinterhvede er

128

ca. 50 kg N/ha højere end for vårbyg (Tabel 2), og da de tilsammen udgør næ-

sten halvdelen af arealet, betyder det, at variationer i arealfordelingen mellem

disse to afgrøder har stor betydning for den gennemsnitlige norm.

Figur 4.

Jordtypevægtet økono-

misk optimal norm for alle afgrø-

der i Statistikbankens høsttabel

HST77 ved aktuel afgrødeforde-

ling og gennemsnitsafgrødeforde-

ling (2006-2019).

Figur 5.

Gennemsnitsnorm med indregning af 75% af proteinpris fra 2016 og 50% i hele perioden ved hhv. aktuel og gennem-

snits-afgrødefordeling.

Som det fremgår af Fig. 4 og 5 er der ud over udviklingen i høstudbytter også

andre faktorer, der har betydning for trenden i kvælstofnormen, så som af-

grødefordelingen og ændringen i indregning af protein. Desuden har det en

afgørende betydning, hvilken periode, der ligger til grund for beregningen

(Tabel 4). En del af stigningen de senere år hænger sammen med beslutningen

om fra 2016 at indregne 75% af proteinværdien i normen til korn i stedet for

som hidtil 50%.

129

Tabel 4.

Beregnedede lineære trends for udviklingen i gennemsnitlig N-norm, dels for for-

skellige perioder, dels ved aktuel og gennemsnitlig afgrødefordeling og dels, hvor der er

indregnet 75% af proteinprisen i korn fra 2016 eller 50% i hele perioden.

Akt. afgrødeford.

Periode

2006 - 2019

2008 - 2019

2010 - 2019

2012 - 2019

2014 - 2019

2006 - 2015 (50% prot. alle år)

2016 - 2019 (75% prot. alle år)

Gns. afgrødeford.

75% prot. 50% prot.

75% prot.

50% prot.

fra 2016

alle år

fra 2016

0,3

0,2

0,4

1,3

1,1

-0,2

0,2

0,0

-0,1

0,7

0,4

-0,2

0,2

0,7

0,9

1,2

1,9

0,0

0,1

0,4

0,5

0,7

1,2

1,1

0,0

0,1

Estimeret trend 2012-2021

Det kan på grundlag af ovenstående være særdeles vanskeligt at beregne en

trend for perioden 2012-2021. Et realistiske scenarie vurderes dog at være en

trend baseret på flest antal år (2006-2019), gennemsnitlig afgrødefordeling,

hvor betydningen af afgrødefordelingen reduceres, samt at der indgår æn-

dringen i proteinindregning. Trenden for dette scenarie er markeret med fed

skrift i tabel 4 og gengivet i Figur 6 med en antagelse om at være gældende

frem til 2021. Denne trend på 0,7 kg N/ha/år er et konservativt estimat base-

ret på langsigtet udvikling af aktuelle økonomisk optimale normer. Som det

antydes i figur 6 og tabel 4, har trenden dog været noget højere i Baseline-

perioden 2012-2018, og der henvises her til tabel 2.1.5 i afsnit 2.1, hvor den

faktiske udvikling i de indstillede økonomisk optimale normer for perioden

2012-2017 er beregnet til 1,2 kg N/ha/år.

Figur 6.

Økonomisk optimal norm

ved aktuel afgrødefordeling med

beregnet trend, som antages at

være gældende frem til 2021.

130

Referencer

Danmarks Statistik (2019) Høsttabel HST77: HØSTRESULTAT EFTER OM-

RÅDE, AFGRØDE OG ENHED 2006-2018 (https://www.statistikban-

ken.dk/statbank5a/default.asp?w=1024)

Drejebog (2018). Procedurer for indstilling af kvælstof og udbyttenormer.

DCA – Nationalt center for fødevarer og jordbrug, Aarhus Universitet.

http://dca.au.dk/fileadmin/user_upload/NH/Myndighed/Dreje-

bog_Gaeldende_fra_november_2018.pdf

131

Bilag 3: Effekten af vådområder neddelt på

projekter

Tabel 1.

Vådområder etableret i perioden 2013-2018. Kolonnen der angiver etableringsår, angiver det år hvor vådområdet skal

være etableret ellers bortfalder tilsagnet.

Vandopland

1.2 Limfjorden

1.2 Limfjorden samlet

1.3 Mariager Fjord

1.3 Mariager Fjord samlet

1.4 Nissum Fjord

1.4 Nissum Fjord samlet

1.5 Randers Fjord

1.5 Randers Fjord samlet

1.8 Ringkøbing Fjord

1.8 Ringkøbing Fjord samlet

1.9 Horsens Fjord

1.11 Lillebælt/Jylland

N-våd

2010

2012

2011

2013

2012

2013

2015

N-våd

2010

2013

2014

2016

2017

N-våd

2014

2015

2017

N-våd

2010

2014

2013

2018

N-våd

2011

2014

2012

2014

2016

N-våd

2011

2016

Type

N-våd

Tilsagnsår Etableringsår Areal

2010

2014

2013

2011

2012

2011

2013

2014

2011

2013

2012

2013

2015

2014

2016

2017

2018

2,5

140,5

215,7

42,0

52,7

94,6

48,0

247,7

18,9

47,8

28,0

281,4

61,1

159,5

179,8

1620,2

220,0

50,0

40,0

179,0

269,0

21,2

14,3

18,1

53,6

8,6

46,3

54,9

45,9

77,0

29,6

152,5

10,0

29,1

153,0

22,8

51,1

14,3

21,4

Effekt

(ton N/år)

0,30

10,70

19,89

3,56

8,90

13,40

3,87

25,00

2,40

6,10

4,80

23,20

7,68

13,57

21,03

164,40

25,20

11,12

5,50

31,90

48,52

3,60

2,40

3,10

9,10

1,20

6,31

7,51

7,62

10,20

3,69

21,51

0,90

3,60

17,11

2,65

6,30

1,96

1,60

Effekt

(kg N/ha/år)

120,0

76,0

92,0

85,0

169,0

142,0

81,0

101,0

127,0

128,0

171,0

82,0

126,0

85,0

117,0

101,5

115,0

114,5

222,0

138,0

178,0

180,4

170,0

168,0

171,0

169,8

140,0

136,0

136,8

166,0

132,0

125,0

141,1

90,0

124,0

112,0

116,0

123,0

137,0

75,0

132

1.11 Lillebælt/Jylland

1.11 Lillebælt/Jylland samlet

1.12 Lillebælt/Fyn

1.12 Lillebælt/Fyn samlet

1.13 Odense Fjord

1.13 Odense Fjord samlet

1.14 Storebælt

1.15 Det Sydfynske Øhav

1.15 Det Sydfynske Øhav samlet

2.2 Isefjord og Roskilde Fjord

2.2 Isefjord og Roskilde Fjord samlet

2.5 Smålandsfarvandet

2.5 Smålandsfarvandet samlet

Total Alle

N-våd

2012

2017

20,4

322,1

2,70

36,82

3,54

3,41

6,96

1,40

4,90

1,12

7,42

3,40

11,99

8,90

2,90

354,62

132,0

114,3

112,0

103,0

107,3

108,0

130,0

81,0

115,2

126,0

125,9

101,0

101,3

120,0

120,3

193,0

193,3

116,0

N-våd

2012

2014

2018

31,6

33,2

64,8

N-våd

2011

2012

2014

2017

2018

13,0

37,6

13,8

64,4

N-våd

2011

2013

27,0

N-våd

2012

2018

118,4

N-våd

2013

2018

74,0

N-våd

2014

2018

15,0

3055,9

133

Tabel 2.

Vådområder der har fået tilsagn til og med 2018, men som først etableres i 2019 eller senere. Kolonnen der angiver

etableringsår, angiver det år hvor vådområdet skal være etableret ellers bortfalder tilsagnet.

Vandopland

1.2 Limfjorden

1.2 Limfjorden samlet

1.4 Nissum Fjord

1.4 Nissum Fjord samlet

1.5 Randers Fjord

1.5 Randers Fjord samlet

1.8 Ringkøbing Fjord

1.8 Ringkøbing Fjord samlet

1.9 Horsens Fjord

1.9 Horsens Fjord samlet

N-våd

2014

2017

2018

2019

2021

2022

N-våd

2015

2019

2020

N-våd

Lavbund

N-våd

Lavbund

N-våd

Lavbund

N-våd

2015

2016

2015

2016

2017

2018

2019

2020

2021

2022

Lavbund

2017

2018

2021

2022

Type

N-våd

Lavbund

N-våd

Lavbund

Tilsagnsår

2012

2013

2014

2015

2013

2016

2013

2017

2013

2018

Etableringsår

2019

2020

2021

2022

Areal

(ha)

13,9

24,1

416,9

40,3

175,1

20,8

151

117,8

100,9

47,7

19,8

15,6

27,3

401

640

208

65,3

49,2

2790,7

31,9

57,9

31,3

139,8

225,2

49,4

31,4

84,7

78,3

707

51,2

71,3

122,5

41,7

9,9

21,8

73,4

Effekt

(ton

N/ år)

1,93

2,23

51,85

4,10

12,30

2,47

2,11

13,67

14,41

12,66

12,12

6,80

6,27

2,02

0,58

3,81

40,92

78,70

23,80

5,85

5,66

1,63

305,86

1,79

2,61

4,40

2,92

5,69

23,70

5,40

2,75

3,14

3,50

5,90

53,00

7,73

5,65

13,38

7,50

0,60

2,03

10,13

Effekt (kg

N/ha/år)

139

124

102

224

101

152

107

120

131

102

140

102

123

114

109

110

101

105

100

151

109

180

138

134

1.10 Vadehavet

1.10 Vadehavet samlet

1.11 Lillebælt/Jylland

1.11 Lillebælt/Jylland samlet

1.12 Lillebælt/Fyn

1.12 Lillebælt/Fyn samlet

1.13 Odense Fjord

1.14 Storebælt

1.14 Storebælt samlet

1.15 Det Sydfynske Øhav

1.15 Det Sydfynske Øhav samlet

2.1 Kalundborg Fjord

2.1 Kalundborg Fjord samlet

2.2 Isefjord og Roskilde Fjord

2.2 Isefjord og Roskilde Fjord samlet

2.5 Smålandsfarvandet

2.5 Smålandsfarvandet samlet

2.6 Østersøen

N-våd

2018

2021

2022

37,2

14,7

51,9

3,52

1,32

4,84

2,53

1,61

1,91

7,36

0,84

9,58

2,55

2,49

28,87

12,69

2,00

3,03

17,73

6,94

16,52

5,15

1,48

2,25

1,39

6,74

0,29

5,77

2,05

48,57

2,70

4,00

2,83

1,80

5,24

13,87

5,58

10,57

2,65

13,22

14,60

8,10

6,60

30,78

15,20

1,14

76,42

1,05

163

102

186

101

110

104

105

129

256

123

111

108

121

125

102

208

144

120

139

346

391

122

125

139

N-våd

Lavbund

N-våd

2013

2014

2015

2016

2013

2017

2019

2020

2021

15,5

20,3

18,8

39,6

18,5

122,3

25,3

26,4

286,7

N-våd

2012

2017

2018

2019

2021

2022

115

24,8

30,9

170,7

N-våd

2010

2013

2015

2017

2018

2020

2021

2022

65,9

128

55,5

15,3

24,9

21,6

74,6

12,3

22,5

16,7

437,1

N-våd

2013

2021

N-våd

2014

2015

2019

2021

33,9

14,4

136,3

N-våd

2013

2019

26,9

N-våd

2011

2015

2019

2020

73,3

95,3

N-våd

Lavbund

2013

2015

2014

2017

2018

2019

2020

2021

2022

42,2

20,7

246,6

166,9

21,2

551,7

N-våd

2015

2019

11,2

135

2.6 Østersøen

2.6 Østersøen samlet

4.1 Kruså-Vidå

4.1 Kruså-Vidå samlet

Øresund

Øresund samlet

Total alle vandoplande

N-våd

2015

2019

8,4

19,6

0,75

1,80

1,06

3,78

4,84

1,26

606,45

106

Lavbund

N-våd

2018

2021

2022

34,2

92,9

127,1

N-våd

2018

2022

15,9

5695,5

136

Bilag 4: Opgavebeskrivelse fra Miljøstyrelsen

137

Østjylland

Ref. PEKJE

J.nr.

Den 3. januar 2019

Opgavebeskrivelse: Opdatering af baseline 2021 og beskrivelse

af Baseline 2027 til vandområdeplan III.

Problemstilling

MFVM ønsker foretaget 1) en opdatering af baseline 2021, som beskrevet af Aarhus Universitets i

rapport, ”Revurdering af baseline” nr. 67, 2015, og efterfølgende 2) udarbejdet et baselineestimat for

landbrugets næringsstoftab til brug for 3. generation vandområdeplaner.

Dette skal bl.a. ses i lyset af at der ikke med de seneste udledningstal ser ud til at have været den

forventede baselineeffekt.

Da delopgave 1 kan danne grundlag for en del af besvarelsen af delopgave 2 beskrives begge

delopgaver i denne bestilling, men med forskellige tidsfrister.

Nedenfor er de to delopgaver beskrevet.

Delopgave 1 – opdatering af baseline 2021

Baggrund og opgaveafgrænsning

Aarhus Universitets har i rapporten ”Revurdering af baseline” nr. 67, 2015, opgjort den forventede

effekt af allerede vedtagne initiativer (virkemidler m.m.) samt øvrig udvikling i landbrugserhvervet,

som kan få indflydelse på næringsstoftabet til vandmiljøet. For opgørelse af visse elementer i baseline

henvises til rapporten ”Fastlæggelse af baseline”, Aarhus Universitet, nr. 43, 2014. Der er i revurdering

af baseline 2021 også taget hensyn til ophævelse af normreduktion m.m. Rapporten kan ses her:

https://dce2.au.dk/pub/TR67.pdf

Rapporten er udarbejdet i 2015 med udgangspunkt i en fremskrivning for perioden fra 2012 til 2021.

Det fremgår i rapporten at der kan være behov for en revurdering af de opgjorte effekter:

”En fremskrivning på 6-7 år af udviklinger m.m. kan for visse elementer være behæftet med en

væsentlig usikkerhed – en usikkerhed der hidrører bl.a. fra kommende politiske initiativer (både

danske og internationale) eller markedsændringer. Det betyder, at der kan være behov for en

revurdering af effekterne i perioden frem til 2021, såfremt de forudsætninger, der er lagt til grund for

denne revurderede baseline 2021, ændres væsentligt” (side 8), og

”Men da beregningerne har sandsynliggjort, at udviklingen i den animalske produktion kan have en

afgørende indflydelse på baseline, anbefales det, at der senere i perioden frem mod 2021 laves en

revurdering af fremskrivningen samt en kvantificering af effekten på udvaskningen” (side 19).

Med udgangspunkt i disse anbefalinger fra Aarhus Universitet ønsker MFVM foretaget en opdatering

af baseline 2021.

Der bør ved opdatering lægges vægt på revurdering i fh.t. udledningen af kvælstof, jf. rapporten

”Revurdering af baseline” nr. 67, 2015. Vurdering af udledningen af fosfor indgår i delopgave 2.

Miljøstyrelsen • Vasevej 7 • 8920 Randers NV

Tlf. 72 54 40 00 • Fax 86 45 40 36 • CVR 25798376 • EAN 5798009883148 • [email protected] • www.mst.dk

Der bør inddrages de samme elementer som fremgår af rapporten fra 2015, og der tages stilling til den

forventede effekt i lyset af de tidshorisonter, som er anvendt for de forskellige elementer. I forhold til

vurderingen af effekten af depositionen skal også inddrages de målte værdier fra NOVANA

overvågningen.

I baselinerapporten angives, at ved en forøgelse af N-normen vil hovedparten af den øgede N-tilførsel

resultere i øgede kvælstofudbytter, som forventes at udgøre omkring 60 % af tilført N. Det øgede N-

udbytte vil i stort omfang substituere N i importeret proteinfoder. De resterende 40 % vil, under

forudsætning af, at der ikke over en årrække sker væsentlige ændringer i jordens kvælstofindhold,

fordele sig nogenlunde ligeligt mellem Nudvaskning og gasformige tab (især denitrifikation). Der

ønskes en evaluering af disse antagelser i lyset af de seneste kvælstofbalancer.

For kvælstofnormen beregnes dog i nærværende opgave kun konsekvens af årlig tilpasset økonomisk

optimal kvælstofnorm. I rapporten fra 2015 er regnet med konsekvens af to forskellige

reguleringssystemer, henholdsvis: (A) årlig tilpasset økonomisk optimal kvælstofnorm og (B) fastlåst

kvælstofnorm fra høståret 2017.

I forbindelse med vurdering af betydningen af ændret norm bør vurderes om forudsætningerne for

anvendelse af gødningsmængder beskrevet i rapporten fra 2015 fortsat er gældende. Specifikt ønskes

en vurdering af, om antagelsen om kvælstofnormernes vækst på 1 kg N pr. ha pr. år er korrekt. Hvis

ikke, bedes opgjort hvad den reelle ændirng har været samt dennes betydning for det samlede

kvælstofforbrug.

Derudover ønskes vurderet om der kan være elementer der ikke har indgået i baseline, det kunne fx

være ændringer i afgrødesammensætning,ændret mængder af genanvendt affald, samt ændret

anvendelse af efterafgrøder, der giver grundlag til ændringer i baseline. Endvidere ønskes en vurdering

af evt andre elementer, som kan give grundlag for en ændret baseline. Hvis sådanne kan identificeres

ønskes disse kvantificeret.

Aarhus Universitet bedes evaluere hvad baselineeffekten samlet set vurderes at have været for den 6

årige periode 2013-2018, og hvad effekten fra 2019-2021 forventes at være. I den forbindelse ønskes

vurderet om der kan være tale om en forsinkelse af at baselineeffekten slår igennem, idet der for

mange baselineelementer regnes med en langtidseffekt.

Endelig ønskes der for hvert element en opgørelse af usikkerheden hermed, fx som et spænd på

estimatet.

MFVM udarbejder primo 2019 en midtvejsevaluering af VPII til EU Kommissionen, hvor status for

implementering af virkemidler frem til 3. kvartal 2018 beskrives. Denne midtvejsevaluering kan stilles

til rådighed for projektet.

Leverancer, delopgave 1.

Som den første leverance udarbejdes et projektoplæg med bl.a. tidsplan, organisering m.v.

Som produkt af projektet forventes udarbejdet en rapport med beskrivelse af effekterne af hvert af

elementer i baseline fremskrivningen, herunder en kvantificering af den forventede effekt i 2021 med

den foreliggende viden. Effekten neddeles geografisk på hvert af de 23 hovedvandoplande, der

anvendes i vandområdeplanlægningen.

Tidsplan, delopgave 1.

Projektoplæg bedes udarbejdet så et udkast, der kan drøftes med MFVM senest d. 1. marts 2019.

Opgaven skal gennemføres, så projektet er afsluttet senest d. 1. september 2019.

OPDATERING AF BASELINE 2021

Dette er en opdatering/midtvejsevaluering af den revurde-

ring af baseline, der blev foretaget i 2015 og udgivet i 2016

i forbindelse med vedtagelse af Fødevare- og landbrugs-

pakken og lempelse af kvælstofnormen. I denne rapport

evalueres de forudsætninger og antagelser, der blev gjort

ved ”Revurderingen af baseline” fra 2016, og baseret

herpå er der foretaget en opdatering af baselineeﬀekten

samlet set for den seksårige periode 2013-2017/2018, og

hvad eﬀekten for 2013 -2021 forventes at være. Den gen-

beregnede baselineberegning viser, at der kan forventes

en ændring i kvælstofudvaskning, der spænder mellem en

merudvaskning på 5.310 og en reduktion i udvaskningen

på 2.930 ton N/år.

ISBN: 978-87-7156-471-6

ISSN: 2244-999X