MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Miljø- og Fødevareudvalget 2020-21
MOF Alm.del Bilag 187
Offentligt

AARHUS

UNIVERSITET

DCA - NATIONALT CENTER FOR FØDEVARER OG JORDBRUG

Til Landbrugsstyrelsen

Følgebrev

Dato 16. november 2020

Journal 2019-0036409

Besvarelse på projektet ”Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejs-

ningsarealer”

I henhold til samarbejdsaftale mellem Landbrugsstyrelsen og Aarhus Universitet, da-

teret den 20. april 2020, fremsender DCA – Nationalt Center for Fødevarer og jord-

brug, hermed besvarelsen som et vidensgrundlag for tiltag til at forbedre biodiversite-

ten i det danske jordbrugslandskab.

Projektet er organiseret i 3 arbejdspakker hhv. AP1: Vurdering af relevante virkemidler

og biodiversitetseffekter, AP2: Budget- og samfundsøkonomisk analyser og AP3: Vi-

denssyntese, formidling og overordnet projektledelse, med bidrag fra forskere tilknyt-

tet Institut for Agroøkologi og Institut for Bioscience ved Aarhus Universitet samt Institut

for Geovidenskab og Naturforvaltning og Institut for Fødevare- og Ressourceøkonomi

ved Københavns Universitet.

Dette er en revideret besvarelse som erstatter besvarelsen leveret den 13/11 2020.

Der manglede en del af figur 3.8, som er rettet, i denne reviderede version. Det er

udelukkende formateringsmæssige ændringer der er foretaget.

Besvarelsen i form af vedlagte synteserapport er udarbejdet af Professor Tommy Dal-

gaard, Ph.d. studerende Niels Mark Jacobsen, Akademisk medarbejder Mette Vester-

gaard Odgaard og Akademisk medarbejder Birger Faurholt Pedersen fra Institut for

Agroøkologi ved Aarhus Universitet, Seniorforsker Beate Strandberg, Seniorforsker

Marianne Bruus og Seniorforsker Rasmus Ejrnæs fra Institut for Bioscience ved AU, Se-

niorforsker Vivian Kvist Johannsen og Professor Inger Kappel Schmidt fra Institut for

Geovidenskab og Naturforvaltning ved Københavns Universitet samt Videnskabelig

assistent Gustav Marquard Callesen, Forsker Michael Friis Pedersen og Lektor Jesper

Sølver Schou fra Institut for Fødevarer- og Ressourceøkonomi ved Københavns Uni-

versitet.

Fagfællebedømmelse er foretaget af Seniorforsker Ingrid K. Thomsen og Seniorfor-

sker Elly Møller Hansen fra Institut for Agroøkologi ved AU, Seniorrådgiver Morten Tune

Strandberg og Seniorforsker Yoko Dupont fra Institut for Bioscience ved AU, og Lektor

Brian H. Jacobsen fra Institut for Fødevarer- og Ressourceøkonomi ved KU samt sær-

DCA - Nationalt Center for

Fødevarer og Jordbrug

Aarhus Universitet

Blichers Allé 20

8830 Tjele

Tlf.: +45 8715 6000

E-mail: [email protected]

http:// dca.au.dk

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

AARHUS

UNIVERSITET

DCA - NATIONALT CENTER FOR FØDEVARER OG JORDBRUG

ligt ift. afsnittene om skovrejsning: Professor Jette Bredahl Jacobsen fra Institut for Fø-

devarer- og Ressourceøkonomi ved KU og Hans Peter Ravn fra Institut for Geoviden-

skab og Naturforvaltning ved KU. Rapporten er således revideret i lyset af deres kom-

mentarer.

Landbrugsstyrelsen har kommenteret på et udkast til denne rapport. Kommentararket

kan findes via dette

LINK

Besvarelsen er udarbejdet som Allonge til ”Rammeaftale om forskningsbaseret myn-

dighedsbetjening mellem Miljø- og Fødevareministeriet og Aarhus Universitet” og er

en supplerende opgave til ”Ydelsesaftalen Planteproduktion 2020-2023”.

Side 2/2

Venlig hilsen

Stine Mangaard Sarraf

Specialkonsulent, kvalitetssikrer for DCA-centerenheden

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

DCA – Nationalt Center for Fødevarer og Jordbrug.

November 2020

Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs-

og skovrejsningsarealer

Synteserapport

Af:

Professor Tommy Dalgaard, Ph.d. studerende Niels Mark Jacobsen, Akademisk

medarbejder Mette Vestergaard Odgaard og Akademisk medarbejder Birger Faurholt

Pedersen, Aarhus Universitet, Institut for Agroøkologi (AGRO).

Seniorforsker Beate Strandberg, Seniorforsker Marianne Bruus og Seniorforsker Rasmus

Ejrnæs, Aarhus Universitet, Institut for Bioscience (BIOS).

Professor Inger Kappel Schmidt og Seniorforsker Vivian Kvist Johannsen, Københavns

Universitet, Institut for Geovidenskab og Naturforvaltning (IGN).

Videnskabelig assistent Gustav Marquard Callesen, Forsker Michael Friis Pedersen og

Lektor Jesper Sølver Schou, Københavns Universitet, Institut for Fødevare- og

Ressourceøkonomi (IFRO).

Fagfællekommentering: Seniorforsker Ingrid Kaag Thomsen og Seniorforsker Elly

Møller Hansen (AGRO), Seniorrådgiver Morten Tune Strandberg, og Seniorforsker Yoko

Louise Dupont (BIOS), Lektor Brian H. Jacobsen (IFRO), samt særligt ift. afsnittene om

skovrejsning Professor Jette Bredahl Jacobsen (IFRO) og Lektor Hans Peter Ravn (IGN).

Myndighedskoordinator, DCA: Stine Cecilie Mangaard Sarraf.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Forord

Nærværende rapport er udarbejdet i regi af et tværinstitutionelt projekt finansieret af

Landbrugsstyrelsen via Nationalt Center for Fødevarer og Jordbrug (DCA) og Institut

for Agroøkologi ved Aarhus Universitet. Projektet er organiseret i 3 arbejdspakker hhv.

AP1: Vurdering af relevante virkemidler og biodiversitetseffekter, AP2: Budget- og

samfundsøkonomisk analyser og AP3: Videnssyntese, formidling og overordnet

projektledelse

med bidrag fra forskere tilknyttet Institut for Agroøkologi (AGRO) og

Institut for Bioscience (BIOS) ved Aarhus Universitet samt Institut for Geovidenskab og

Naturforvaltning (IGN) og Institut for Fødevare- og Ressourceøkonomi (IFRO) ved

Københavns Universitet, koordineret af Tommy Dalgaard, Beate Strandberg, Vivian

Kvist Johannsen og Jesper Sølver Schou, som projektledere fra hvert institut.

Afsnittene omkring vurdering af effekter på natur og biodiversitet er særligt udarbejdet

under arbejdspakke 1 med bidrag fra Beate Strandberg, Marianne Bruus og Rasmus

Ejrnæs, Institut for Bioscience, samt Inger Kappel Schmidt og Vivian Kvist Johannsen,

Institut for Geovidenskab og Naturforvaltning (vedrørende skovrejsning).

Afsnittene omkring de økonomiske effekter er særligt udarbejdet under arbejdspakke

2 med bidrag fra Gustav Marquard Callesen, Michael Friis Pedersen og Jesper Sølver

Schou, Institut for Fødevare- og Ressourceøkonomi.

I den fælles arbejdspakke 3 er viden syntetiseret under ledelse af Institut for

Agroøkologi ved Niels Mark Jacobsen, Mette Vestergaard Odgaard, Birger Faurholt

Pedersen og Tommy Dalgaard, og suppleret af en national spørgeskemaundersøgelse

til danske landmænd. Arbejdet drager desuden nytte af tidligere virkemiddel-katalog

arbejder mht. reduktion af belastningen med kvælstof- (Eriksen et al. 2020) og fosfor

(Andersen et al. 2020) til vandmiljøet, samt klimarelaterede tiltag (Olesen et al. 2018,

Johannsen et al 2020), idet der kan være et betydeligt samspil med effekter på

biodiversiteten, og desuden samspil med EU’s Landbrugs- og landdistriktspolitik

(Dalgaard et al. 2019a), og dermed nærværende rapports gennemgang af

virkemidler.

I den indledende fase for arbejdet har der i foråret 2020 været afholdt to video-link

følgegruppemøder med inviterede repræsentanter fra Landbrugsstyrelsen (v/

Christian Bell, Christine Frigaard Weinreich Bertelsen, Thorsten Søndergaard Larsen,

Knud Bjerre, Sandi Maria Lohse Als, Peter Byrial Dalsgaard, Sarah Vestergård Hansen,

Thomas Tümmler-Hellesen, Jens Noe Hansen, Mathilde Huusmann Christensen og

Lærke Worm Callisen) og Miljøstyrelsen (v/ Helle Pilsgaard, Gitte Silberg Poulsen og

Annette Abildskov). Her blev udkast til arbejdets disponering præsenteret og

diskuteret. I forbindelse med aflevering af rapporten afholdtes desuden primo oktober

et opfølgende følgegruppemøde, med præsentation af rapportens overordnede

resultater og indhold, med mulighed for efterfølgende skriftlig kommentering fra

Landbrugsstyrelsen, inden den endelige syntese og aflevering.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Indholdsfortegnelse

1.1

1.2

1.3

2.1

2.2

2.3

3.1

3.2

3.3

3.4

3.5

3.6

3.7

3.8

3.9

3.10

3.11

3.12

3.13

3.14

3.15

3.16

3.17

4.1

4.2

4.3

4.4

4.5

Indledning

...................................................................................................................................................5

EU’s nye landbrugsreform ..............................................................................................5

Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer .....................6

Læsevejledning ...............................................................................................................7

Baggrund, materialer og metoder

................................................................................................8

Biodiversitet og naturbeskyttelse ...................................................................................8

Økonomiske analyser....................................................................................................11

Øvrige vurderinger og datagrundlag ............................................................................21

Tiltag på- eller i umiddelbar tilknytning til dyrkningsfladen

........................................ 25

Insektvolde....................................................................................................................25

Slåningsbrak, årlig eller reduceret aktivitet..................................................................31

Blomsterbrak ................................................................................................................38

Bestøverbrak .................................................................................................................41

Vibelavninger ................................................................................................................43

Lærkepletter .................................................................................................................46

Haregrønning og vildtstriber med græs .......................................................................50

Blomsterstriber .............................................................................................................55

Barjordsstribe ...............................................................................................................58

Bufferzoner uden pesticid- og gødningstilførsel......................................................62

Vandhuller og andre små vådområder ....................................................................65

Placering af halmballer ............................................................................................70

Permanent græs .......................................................................................................72

Vedvarende græs, uden omlægning og øvrig afgrødeetablering ............................75

Levende hegn, vildtremiser, krat, småskove og andre småbeplantninger..............77

Permanent udtagning af landbrugsarealer ..............................................................83

Assisteret spredning af frø og andet materiale fra eksisterende naturarealer .......86

Bevaring og pleje af eksisterende biotoper

......................................................................... 87

Fritstående træer, herunder veterantræer ..................................................................88

Gravhøje og stendysser ................................................................................................92

Jord- og stendiger .........................................................................................................94

Stendynger ....................................................................................................................95

Vandhuller.....................................................................................................................96

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

4.6

5.1

5.2

5.3

5.4

5.5

5.6

5.7

5.8

6.1

6.2

7.1

7.2

7.3

7.4

9.1

9.2

Hede ..............................................................................................................................97

Skovrejsning.........................................................................................................................................

100

Reduceret jordbearbejdning ved etablering ............................................................. 105

Træartsdiversitet ....................................................................................................... 107

Lysninger .................................................................................................................... 110

Vådområder i skoven ................................................................................................. 114

Dødt ved, livstræer og kvashegn ............................................................................... 117

Næringsstoffjernelse ved skovrejsning ..................................................................... 121

Naturlig tilgroning ...................................................................................................... 125

Assisteret spredning .................................................................................................. 128

Andre driftsformer og virkemidlernes kombinerede effekter

................................. 134

Effekt af driftsform .................................................................................................... 134

Strategiske dilemmaer ved biotopbeskyttelse .......................................................... 140

Sammenfatning og konklusion

................................................................................................. 144

Tiltag i forbindelse med dyrkningsfladen .................................................................. 144

Bevaring og pleje af eksisterende biotoper ............................................................... 148

Skovrejsning og biodiversitet..................................................................................... 149

Konklusion ................................................................................................................. 152

Litteraturliste........................................................................................................................................

154

Appendix

............................................................................................................................................... 181

Modelresultater for jagtleje og skovrejsning ............................................................ 181

Spørgeskemaets udformning..................................................................................... 182

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

1 Indledning

Formålet med denne rapport er at skabe et første samlet vidensgrundlag for tiltag til at

forbedre biodiversiteten i det danske landbrugslandskab. Med udgangspunkt i den

eksisterende drift, og et spørgeskema omkring danske landbrugeres holdning til

biodiversitetsfremmende tiltag, foreslås således en række virkemidler, samlet i et

katalog over deres funktion og forventede effekter på biodiversitet og driftsøkonomi.

Først redegøres kort for arbejdets tilknytning til udviklingen af EU’s fælles

landbrugspolitik (afsnit 1.1) samt de typer af virkemidler der gennemgås (afsnit 1.2).

Nederst i denne indledning gives dernæst en vigtig læsevejledning til rapportens

resultater (afsnit 1.3), hvorefter baggrunden for rapportens vurderinger af hhv.

biodiversitet og økonomiske konsekvenser, knyttet til de enkelte virkemidler,

gennemgås i kapitel 2. Her gives endvidere en introduktion til de afledte miljø- og

klimaeffekter, samt den spørgeskemaundersøgelse, der er udført blandt danske

landbrugere omkring deres interesse for biodiversitetsvirkemidler.

Rapportens hovedresultater er samlet i kapitlerne 3-5, og særligt ift. virkemidlerne på

eller i umiddelbar tilknytning til dyrkningsfladen (kapitel 3), bevaring og pleje af

eksisterende virkemidler (kapitel 4) og i forbindelse med skovrejsning på landbrugsjord

(kapitel 5) er både den biodiversitetsmæssige og den driftsøkonomiske effekt

specificeret for hver enkelt type af virkemiddel. I kapitel 6 diskuteres effekten af

ændringer i hele driftsformen tillige med de strategiske dilemmaer som også

spørgeskemaundersøgelsen viser, der er tilknyttet til biotopbeskyttelse gennem de

aktuelle virkemidler, samt de forskellige virkemidlers kombinerede effekt på både

biodiversitet, miljø og klima.

Til slut sammenfattes resultaterne i kapitel 7, med de forbehold der også fremgår af

nedenstående læseguide. Nærværende rapport skal således ses som en første

analyse og baggrund for de kommende års videre implementering af

biodiversitetsvirkemidler til naturbeskyttelse, der i høj grad også vil foregå i samspil

med øvrige politikker på miljø- og klimaområdet.

1.1 EU’s nye landbrugsreform

I forhold til at opnå en positiv effekt på biodiversiteten, er muligheden for, at markdele

uden landbrugsmæssige aktiviteter kan være støtteberettigede, et vigtigt element i

EU’s nye landbrugsreform (CAP2020+). Dette giver helt nye perspektiver for at etablere

småbiotoper, f.eks. ved at udtage i forvejen udyrkbare eller ukurante dele af marken,

eller med vilje tillade at klynger af træer og buske udvides ind på landbrugsarealet,

uden risiko for træk i EU-støtten. Tidligere undersøgelser viser, at danske landbrugere

ser et potentiale her for svarende til måske 1-2 % af det totale markareal med

afgrøder i omdrift, og op til måske 10-20 % af arealet på marker med øvrige afgrøder

(Dalgaard et al. 2019a, 2020).

Den nye landbrugsreform giver desuden mulighed for i højere grad at benytte de

såkaldte ”frivillige ordninger med visse bindinger” under søjle II

Landdistriktssprogrammet (LDP), herunder skovrejsning, og særlige ordninger til at

fremme skove med biodiversitetsformål samt andre formål. der kan give synergi til

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

biodiversitet (særligt klima- og miljøformål, men f.eks. også omstilling til nye, mere

bæredygtige produktionsformer).

Allerede i den nuværende EU landbrugspolitik (CAP2013+) findes en række såkaldte

grønne elementer, som bidrager positivt til biodiversiteten, men der er et betydeligt

potentiale for en større effekt ved at gentænke CAP’en (Dalgaard et al. 2019b). De

virkemidler, der gennemgås i nærværende rapport omfatter såvel eksisterende

virkemidler, hvor der foreslås forbedringer i forhold til opnåelse af større effekt på

biodiversitet, ligesom der foreslås nye mulige biodiversitetsvirkemidler. Kataloget kan

således tjene som inspiration til udformningen og implementeringen af den nye CAP-

reform i Danmark, hvilket særligt gælder i forhold til:

•

Søjle I: Den direkte landbrugsstøtte, hvor der forhandles om nye definitioner af

støtteberettigede arealer under grundbetalingen (indkomststøttebetalingen) med

lempelser for landmanden, således at der bliver lempelser i form af f.eks. mulighed

for 2-årigt aktivitetskrav på alle brakarealer.

Desuden kan der under søjle I udformes særlige ECO-schemes, som 1-årige tiltag,

og herunder den såkaldte ”Basic Income Support for Sustainability” (BISS;

”Grundbetaling for bæredygtighed”) med mulighed for højere støtte jo flere år der

søges til samme areal.

Søjle II: Frivillige støtteordninger til fremme af indsatser for miljø, klima og

biodiversitet, herunder tilskud til skovrejsning samt de fleste af de nuværende

ordninger under Landdistriktsprogrammet.

Den nye konditionalitet: Hvor landbrugerne skal opfylde en række GLM krav om

God Landbrugs- og Miljømæssig stand på de ansøgte arealer med henblik på at

modtage EU-støtte. Det kan f.eks. gælde vedr.

a. GLM2: Passende beskyttelse af tørveholdige jorde. Herunder en

landbrugspraksis der beskytter våde og tørveholdige jorder mhp. binding af

kulstof.

b. GLM6: Sikring mod jorderosion. Herunder landbrugspraksis der mindsker

jorderosion

c. GLM 8: Afgrøderotation. Herunder diversitet i afgrødevalg og særligt ift.

afgrøder, der af hensyn til sygdomssanering kræver årlig afgrøderotation, og

d. GLM 9: Etablering af en andel af ikke-produktive arealer og

landskabselementer. Herunder nye Biodiversitetsvirkemidler, såsom

ordningerne omkring blomster/bestøverbrak i stedet for slåningsbrak, samt i

det hele taget biodiversitetsmæssige overvejelser ved udlægning af

småbiotoper på arealer med permanent græs eller lavbundsarealer.

•

Det er således særligt i relation til punkt d, samt tilskud til skov at denne udredning

giver et bidrag.

1.2 Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og

skovrejsningsarealer

I denne rapport gennemgår vi følgende hovedkategorier af biodiversitetsvirkemidler:

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

1) Tiltag på eller i umiddelbar tilknytning til dyrkningsfladen, herunder permanent

udtag af landbrugsjord (Kapitel 3)

2) Bevaring og pleje af eksisterende biotoper i det åbne land (Kapitel 4)

3) Skovrejsning (Kapitel 5), samt

4) Øvrige ændringer i driftsformen, og synergi mellem biodiversitet og virkemidler

til miljø- og klimabeskyttelse (Kapitel 6)

Hver især har disse relation til forskellige elementer i den beskrevne CAP-reform, og en

omkostningseffektiv anvendelse af de betydelige midler, der herunder allokeres, men

de skal selvfølgelig også ses ift. nationale- såvel som internationale målsætninger for

beskyttelse af biodiversiteten, i et rigt kulturlandskab med bedre plads til naturen og

opnåelse af betydelige mål for miljø og klimapolitikken.

1.3 Læsevejledning

Det er tilstræbt at skabe en ensartethed ved vurdering af både de biologiske og

økonomiske effekter, ved udarbejdelse af rapporten. Derfor er effekten på biodiversitet

også scoret på en arbitrær skala med henblik på at give en mere ensartet vurdering

heraf, se i øvrigt kapitel 2.1.2. Til trods herfor skal det understreges, at de enkelte

virkemidler ikke generelt kan sammenlignes meningsfuldt ud fra forholdet mellem

biodiversitets-scoren og den økonomiske effekt i en tværgående

omkostningseffektivitetsanalyse. Derved adskiller dette katalog sig fra tidligere

virkemiddelkataloger for eksempelvis kvælstof (herunder ammoniak), fosfor og klima,

hvor miljøeffekten har en mere entydig fortolkning i forhold til et konkret og kvantitativt

politikmål.

Årsagen til denne forskel for biodiversitetsvirkemidlers vedkommende er, at der ikke

opnås en sammenlignelig effekt ved de forskellige virkemidler, idet effekten afhænger

af, om virkemidlet eksempelvis er målrettet markfladen, småbiotoper eller skovarealer.

Ligeledes vil nogle virkemidler være gavnlige for flora og insekter, mens andre

primært kan være til gavn for småpattedyr og fugle. Der er således ikke en entydig

målvariabel, når man vurderer effekten af virkemidler på biodiversitet. Dertil kommer,

at både rumlig skala, lokalitet og varighed af virkemidlet har væsentlig betydning for

effekten; effekten af virkemidler i forbindelse med skovrejsning viser sig måske først

efter årtier. Derfor har vi ikke scoret de enkelte virkemidler til fremme af biodiversitet i

nye skove. Yderligere kommer at bevaringen af gamle biotoper generelt vil have en

langt større gavnlig betydning for bevarelsen af biologisk mangfoldighed end

etableringen af nye – en relation, der også er kendt som brandmandens lov.

En sidste problemstilling, som vanskeliggør sammenligning på tværs af virkemidler, er

sammenhænge i landskabet, idet etablering af småbiotoper og nye skove også kan

bidrage til skabelse af bindeled og korridorer i landskabet. Dermed har det samlede

kontingent af gennemførte virkemidler også betydning for effekten af de enkelte

virkemidler, hvorfor enkeltelementerne ikke kan summeres med brug af den

individuelle effekt. Disse forhold betyder også, at en kommende lovgivning på

området ikke bør give incitamenter til at gamle landskabselementer fjernes under

påskud af at etablere nye.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

2 Baggrund, materialer og metoder

2.1 Biodiversitet og naturbeskyttelse

Af Beate Strandberg, Marianne Bruus og Rasmus Ejrnæs (Institut for Bioscience).

2.1.1 Plads til natur i et landbrugsland

Der er bred konsensus om, at den vilde natur mangler plads, for at truede arter i højere

grad vil kunne tilgodeses. Overordnet kan indsatser i den forbindelse opdeles i

naturreservation (på engelsk

land sparing,

eller

segregation

) eller naturintegration

(

land sharing,

eller

integration

Ved naturreservation (

land sparing

) afsættes plads til naturen, hvor de vilde processer

og arter har førsteret, og hvor det reserverede landområde genoprettes og forvaltes

med henblik på at tilgodese vilde processer såsom naturlig hydrologi, naturlig

kystdynamik, naturlig succession og vildtlevende store planteædere. Ved

naturintegration (

land sharing

) forsøger man derimod at indrette menneskets

ressourceudnyttelse gennem landbrug og skovbrug på en skånsom måde, så der også

bliver mulighed for, at vilde dyr, planter og svampe kan gennemleve en livscyklus.

En gennemgang af litteraturen viser, at naturintegration generelt giver øget

biodiversitet i agerlandet, særligt tiltag i intensivt dyrkede områder. Størst effekt fås ved

tiltag, der foregår uden for dyrkningsfladen, f.eks. læhegn og andre markkanter

(Batáry et al. 2015). Der er mange eksempler på, at en stadigt mere effektiv udnyttelse

af naturressourcerne har medført, at arter, som førhen sameksisterede med

menneskets brug i marker og skove, er forsvundet i stor stil, mens der er færre gode

eksempler på den modsatte bevægelse: At virkemidler på produktionsarealer har ført

til fremgang for truede arter. I Danmark gælder det f.eks. de skovlysningstilknyttede

dagsommerfugle, hvoraf omkring 10 arter er uddøde de sidste 100 år, ligesom det

gælder dyr og planter med navne som ager-kohvede, markperlemorssommerfugl,

mark-firben og agerhøne, hvis antal er kollapset i agerlandet i takt med landbrugets

intensivering. Disse arter er ikke vendt tilbage som følge af de virkemidler, der hidtil er

anvendt på dyrkningsfladen, idet de fleste eksisterende danske virkemidler ikke er

direkte rettet mod at fremme biodiversiteten, men primært implementeret for at

reducere tabet af næringsstoffer (kvælstof og fosfor) til miljøet, og udledningen af

drivhusgasser til atmosfæren.

Nylige gennemgange af EU-politiske agerlands-virkemidler påpeger desuden, at

mange virkemidler har forskellig effekt i forskellige landskaber og valget af virkemidler

bør derfor tilpasses de aktuelle omgivelser (Batáry et al. 2015, Concepción et al. 2020).

Ud over forskellige typer virkemidler er sammenhæng mellem forskellige småbiotoper

i landskabet væsentlig, da mindskelse af afstanden mellem forskellige småbiotoper

og tilsvarende virkemidler på markfladen giver størst mulig biodiversitetsgevinst.

Landskabsheterogeniteten herunder tæthed og placering af virkemidler og

småbiotoper er afgørende for biodiversitetseffekten af disse (Fahrig et al. 2011, Batáry

et al. 2020). Dette illustreres af undersøgelsen af Bucher et al. (2016), som

sammenlignede gamle høslæt-enge, restaurerede lav-intensitetsgræsmarker og brak.

Plantediversiteten var højest i enge og græsmarker, mens diversiteten af edderkopper

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

og cikader var højest i græsmarker og lavest på enge. Truede plantearter var sjældne i

restaurerede græsmarker, som stadig var næringsrige, hvilket viser betydningen af

arealets forhistorie og understreger betydningen af at bevare eksisterende natur- og

seminaturarealer frem for etablering af nye. Samtidig var der på de mere artsfattige

brakmarker arter af cikader og edderkopper, som ikke blev fundet i de andre

habitater, og nogle af arterne var karakteriseret som truede. Dermed er studiet også et

eksempel på, at diversitet i valget af virkemidler giver en større biodiversitet.

Langt hovedparten af Danmarks truede og internationalt beskyttede biodiversitet er i

dag knyttet til levesteder på arealer med ingen eller kun begrænset

produktionsmæssig udnyttelse i skove, enge, moser, heder, græsland, strandenge,

vandløb og søer (Moeslund et al. 2019, Nygaard et al. 2020). Men småbiotoperne i

agerlandet rummer dog stadig en betydelig andel truede arter (Moeslund et al. 2019),

som det er væsentligt at sikre gennem en bedre beskyttelse. Det gælder f.eks. truede

arter som gulspurv, jordboende humle, slåenjordbi, grov lakposesvamp, kvist

orangelav, hylde-tensporelav eller siddende ægmos. Selvom de fleste danske skove

er udnyttet forstligt i dag, så er de truede arter fortrinsvist knyttet til skove med gamle

træer, skrantende veterantræer, dødt ved og lyse skovmiljøer med plads til

vådområder, blomstrende urter og buske samt epifytiske laver og mosser på træernes

stammer. Flere truede arter forekommer i næringsfattige miljøer, på forsumpede

levesteder, døende og rådnende træer, samt levesteder med voldsomme naturlige

forstyrrelser såsom brand, kysterosion, sandflugt og oversvømmelse, men også i de

mere næringsrige skove i Østdanmark findes mange arter. Alle disse levesteder er

pladskrævende og ikke umiddelbart forenelige med rentabel landbrugs- og

skovbrugsproduktion. I disse tilfælde peger både international forskning (Balmford et

al. 2019) og danske undersøgelser (Oddershede et al. 2017) på, at man generelt vil

opnå den største biodiversitetseffekt ved naturreservation, dvs. ved at udtage arealer

af produktion og beskytte disse mod tilbagelægning. Permanent udtagne arealer vil i

reglen fungere bedre end tiltag på markfladen. Dog er der også arter tilknyttet

markfladen, som er afhængige af, at markfladen administreres på en naturvenlig

måde; dette gælder f.eks. en række truede fuglearter (Finch et al. 2019, Wejdling

2019). Derfor bør naturreservation såvel som naturintegration prioriteres.

I naturlig forlængelse af dette har danske forskere peget på behovet for en lovsikret

bestemmelse om arealreservation til naturformål – en naturzone med egen lovgivning

(Ejrnæs 2010, Ejrnæs et al. 2019, Vejre et al. 2019). Det nærmeste, vi kommer en

sådan bestemmelse i dansk lovgivning i dag, er naturbeskyttelseslovens §3 eller

miljømålslovens bestemmelser angående beskyttelse og forvaltning af

habitatdirektivets naturtyper. Der er dog ingen generel dansk lovgivning, som sikrer

naturområder mod ødelæggende udnyttelse i form af eksempelvis overgræsning,

tømmerhugst, afvanding eller jagtlig regulering af store pattedyr som vildsvin, krondyr

og dådyr til langt under landskabets bærekapacitet (Fløjgaard et al. 2020). Derfor vil

arealer, som udtages permanent af omdrift, ikke nødvendigvis blive værdifulde

naturområder, hvilket vil reducere deres overordnede biodiversitetseffekt (Balmford et

al. 2019).

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

2.1.2 Paradigme for vurdering af biodiversitet

For hvert virkemiddel gennemgås først den nuværende praksis, hvis en sådan findes.

Derefter beskrives effekten af virkemidlet på forskellige organismegrupper, og til sidst

beskrives den anbefalede praksis, som vil give størst biodiversitetsmæssig gevinst.

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

effekten af virkemidler på natur og biodiversitet. Nærværende analyser vil derfor i høj

grad basere sig på udenlandske undersøgelser fra områder med sammenlignelige

forhold og på almen økosystemviden. Dette betyder, at vurderingen ofte er baseret på

kvalitative ekspertvurderinger og i mindre grad er baseret på data. Samtidig må det jf.

forbeholdene i indledningen pointeres, at vurderinger af effekten af forskellige

virkemidler ikke umiddelbart er sammenlignelige, ligesom vurderingerne f.eks. ikke

vægter om arter er truede. Det er således væsentligt at huske, at effekten af

virkemidlerne på dyrkningsfladen ikke umiddelbart kan sammenlignes på tværs og

dermed bruges til en prioritering, men derimod til at orientere sig om, hvilke

organismetyper der kan have gavn af et givent virkemiddel. For skovrejsning vil en del

biodiversitetstiltag ske i forbindelse med etablering af skoven, men effekten vil først

vise sig meget senere og vil afhænge af det omgivende landskab, da skovtilpassede

arter sandsynligvis ikke er tilstede på de tidligere dyrkede marker og er afhængig af

spredning fra omkringliggende skov og dermed afstand til ældre skov.

For virkemidler på markfladen vurderes biodiversitetseffekten, i lighed med lignende,

tidligere vurderinger af virkemiddeleffekter (Eriksen et al. 2020, Andersen et al. 2020)

på hhv. jordbundsdyr, vilde planter, vilde bier (både mht. føde og levesteder), insekter

og andre leddyr (f.eks. edderkopper, biller), fugle og pattedyr (dog ikke for

virkemidlerne vedr. skovrejsning). Der gives en kvalitativ vurdering, som vil ligge

mellem -3 (betydelig negativ effekt) og +3 (betydelig positiv effekt). Ved vurderingen

af effekter på insekter (blomstersøgende såvel som øvrige insekter) er der i

vurderingen taget stilling til, hvorvidt virkemidlet opfylder alle insektets krav til

ressourcehabitatet jf. Kjær et al. (2020) og Turlure et al. (2019). Hvis et virkemiddel

f.eks. kun leverer føderessource, men ikke mulige redesteder til vilde bier, vil den

maksimale vurdering ved en i øvrigt optimal udformning være +2. Dette sker for at

undgå at overestimere den gavnlige effekt, som forudsætter tilstedeværelsen af andre

nødvendige ressourcer i de nærmeste omgivelser. På dette punkt adskiller

vurderingerne i dette katalog sig fra tidligere vurderingerne af virkemiddeleffekter på

biodiversitet (Eriksen et al. 2020, Andersen et al. 2020). Ved vurderingen af effekten af

virkemidlet i forhold til blomstersøgende insekter, dvs. vilde bier, svirrefluer,

sommerfugle m.fl., forudsættes, i lighed med tidligere vurderinger af effekter af

virkemidler på vilde bier (Eriksen et al. 2020, Andersen et al. 2020), at føderessourcen

ikke anvendes til honningproduktion. Vurderingen af biodiversitetseffekten gælder for

det tidsrum, som virkemidlet får lov at virke i, og tager ikke højde for, at virkningen i de

fleste tilfælde vil ophøre, hvis eller når virkemidlet sløjfes, og dyrkningen genoptages

på samme måde som før. Der vil for mange virkemidler være et interval af scorer, som

afspejler, at biodiversitetseffekten vil afhænge af, hvordan virkemidlet praktiseres,

herunder at effekten ofte vil være tidsafhængig. Den maksimale score opnås ved at

praktisere virkemidlet som beskrevet i anbefalingerne for det enkelte virkemiddel. Ved

vurderingen af biodiversitetseffekter af virkemidlerne er ikke taget hensyn til

landskabets heterogenitet.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Eksisterende og permanente virkemidler samt udtagning af landbrugsarealer til ny

natur har generelt en større biodiversitet end nyetablerede og kortvarige virkemidler,

og de fleste truede arter findes udelukkende i egentlige naturområder, som beskrevet i

afsnit 2.1.1. Dette bør der tages hensyn til ved valg og regulering af virkemidler, og der

bør tilskyndes til bevaring af eksisterende naturelementer. For eksisterende

småbiotoper og for skovrejsning er der ikke nogen oplagt reference at sammenligne

med, og effekterne på de relevante organismegrupper beskrives uden at der knyttes

en score til effekterne.

2.2 Økonomiske analyser

Af Gustav Marquard Callesen, Michael Friis Pedersen og Jesper Sølver Schou (Institut

for Fødevare- og Ressourceøkonomi).

2.2.1 Grundlag, metode og forudsætninger

Formålet med de økonomske analyser er, at belyse konsekvenserne for lodsejeren og

samfundet ved de betragtede virkemidler til fremme af biodiversiteten. Der foretages

ikke en værdisætning af biodiversitetseffekterne, hvorfor der ikke er tale om en cost-

benefit analyse. Da det, som nævnt i afsnit 1.3, heller ikke er umiddelbart meningsfuldt

at sammenligne effekten for biodiversiteten på tværs af de enkelte virkemidler, der er

derfor heller ikke tale om omkostningseffektivitetsanalyser i traditionel forstand. Dette

skyldes, at til trods for at virkemidlernes effekt på biodiversiteten scores på en arbitrær

skala fra -3 til +3, kan disse scorer ikke sammenlignes på tværs af virkemidler, idet de

enkelte virkemidler fører til effekter for forskellige arter. Idet formålet med en

omkostningseffektivitets-analyse ifølge Schou et al., (2007) er at opnå en på forhånd

specificeret målsætning til lavest mulige omkostninger forudsættes dette, at hvert

virkemiddel bidrager rimeligt entydigt til den konkrete målsætning, og dette er ikke

opfyldt i nærværende analyse. Derfor bør analysen mere retvisende benævnes en

omkostningsanalyse, hvor omkostningerne ved de enkelte virkemidler så vidt muligt

sættes i forhold til den forventede natureffekt, idet sidstnævnte er specifik for de

enkelte virkemidler. En konsekvens heraf er at en anvendelse af resultaterne som en

omkostningseffektivitets-analyse i værste fald vil være misvisende, idet biodiversitets-

effekterne ikke kan sammenlignes.

Derimod er det sandsynligt, at biodiversiteten bedst tilgodeses ved at iværksætte

mange forskellige virkemidler, herunder som første prioritet at beskytte eksisterende

naturområder.

Omkostningsanalysen giver sammen med effektbeskrivelsen beslutningstagere et vist

grundlag for at vurdere omkostninger i forhold til effekt for hvert enkelt virkemiddel,

men virkemidler kan kun sammenlignes såfremt deres effekter er sammenlignelige

eksempelvis ved at de er målrettet samme arter. I det følgende gives en mere udførlig

gennemgang af grundlaget for de økonomiske analyser.

2.2.2 Principper for de økonomiske opgørelser

Der foretages både en opgørelse af de budget- og velfærdsøkonomiske omkostninger

ved de enkelte virkemidler. De budgetøkonomiske estimater approksimerer

omkostningerne for lodsejeren – dvs. for landbruget/landmanden – medens de

velfærdsøkonomiske estimater approksimerer ændringen af samfundets samlede

forbrugsmuligheder. Alle omkostninger beskrevet under de enkelte virkemidler tager

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

udgangspunkt i en budgetøkonomisk analyse og omregningen til

velfærdsøkonomiske omkostninger foretages derefter for hvert virkemiddel ved

opregning af de budgetøkonomiske omkostninger med nettoafgiftsfaktoren på 1,28

(Finansministeriet, 2019). Nettoafgiftsfaktoren er det tal som faktorpriser (priser uden

moms og punktafgifter) skal ganges op med for at approximere markedspriserne

(forbrugerpriserne), som er det relevante opgørelsesniveau i samfundsøkonomiske

analyser.

I en sammenligning af virkemidler med sigte på at belyse de samfundsøkonomiske

omkostninger, bør virkemidlernes effekter på andre miljøforhold end de, der er det

primære mål (biodiversitet), indgå i nettoomkostningerne. Dette har i midlertidig ikke

været muligt i indeværende projekt. Der henvises til afsnittet ”Sideeffekter” under hvert

virkemiddel for en teknisk beskrivelse af sådanne effekter, men der foretages ikke

økonomiske vurderinger. Da det for de fleste af virkemidlerne er uvist, hvordan de

konkret vil blive implementeret, er det for nuværende ikke muligt at opgøre de

statsfinansielle effekter og derved skatteforvridningstabet. Ligeledes gælder for de

afledte miljøeffekter, at der muligvis kan sættes retning på disse, mens det ikke er

muligt at foretage en kvantitativ vurdering, som kan danne grundlag for en

værdisætning. Derfor vil de samfundsøkonomiske resultater alene omfatte en

omregning af de driftsøkonomiske (budgetøkonomiske) omkostninger til

markedspriser (forbrugerprisniveauet).

Analyserne baseres på en fuld omkostningsdækning og resultatvariablen er jordrenten

(værditilvækst), dvs. effekten på restindkomsten til jord, når alle input og

produktionsfaktorer er aflønnet (Se f.eks. Dubgaard et al. 2012, Schou og Abildtrup

2005). Den samlede budgetøkonomiske effekt består af summen af

alternativomkostningen ved ophør med hidtidige aktiviteter,

ressourceomkostningen

ved at realisere den påtænkte ændringer, og

jordrenten ved den ny

arealdisponering. Hvert tiltag beskrives ved et konsekvensskema, hvor de påtænkte

ændringer og handlinger beskrives mht. omfang og timing. Heri knyttes også priser til

konsekvensbeskrivelsen og de årlige økonomiske konsekvenser opgøres. Herefter

beregnes nutidsværdien, og resultaterne præsenteres endeligt som årlige

(annuiserede) værdier. Der ses alene på primære effekter, dvs. de omkostninger som

følger direkte af det betragtede tiltag.

For at sikre at alle omkostninger og gevinster er sammenlignelige på tværs af levetid

og udbredelse, omregnes alle omkostninger og gevinster til årlige omkostninger eller

annuiteter

per hektar. Dette sker i to trin; først omregnes cashflows fra de enkelte år til

nutidsværdier og herefter anvendes kapitalindvindingsfaktoren til, at beskrive

nutidsværdien som en årlig værdi. Nutidsværdien beregnes ved, at anvende en

diskonteringsrente til, at tilbagediskontere hvert års nettocashflow til år 0 og summere

alle årene til en nettonutidsværdi:

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

hvor,

NPV

��

�½

��=0

��

er nettonutidsværdien,

er summen af gevinsterne i periode t,

er summen af omkostninger i

periode t,

er projektets tidshorisont,

er diskonteringsrenten.

��

− ��

��

(1 +

��)

��

Diskonteringsrenten anvendt i dette projekt tager udgangspunkt i Finansministeriets

anbefaling for diskonteringsrenter i samfundsøkonomiske analyser for pengestrømme

35 år frem og er i nærværende projekt 4,0 %, hvor 2,5 % er risikofri realrente og 1,5 % er

en risikopræmie (Finansministeriet, 2018). I en driftsøkonomisk kontekst kan den

relevante realrente både være lavere og højere for konkrete landbrugere. For

landbrugere der kun har realkreditbelåning kan den nominelle rente inkl. bidrag f.eks.

være på 2 % eller lavere hvis der er tale om variabelt forrentede lån, her vil den reale

diskonteringsrente efter korrektion for inflation, være tæt på nul. Landbrugere med

konstant træk på kassekreditten vil opleve væsentligt højere nominelle og reale renter.

De økonomiske estimater udarbejdes som projektvurderinger, dvs. under forudsætning

af, at ændringerne er marginale og de relative priser ikke ændres. Dette er en gængs

forudsætning i økonomisk projektvurdering, og den er rimelig så længe de

analyserede ændringer ikke har større effekter på sektor- eller samfundsniveau.

Desuden skal det nævnes, at analyserne er baseret på en forudsætning om, at

husdyrproduktionen samlet set er upåvirket ved tiltag på landbrugsarealerne. Dog

indregnes evt. tab af harmoniareal i arealmæssige alternativomkostninger der bl.a.

kan henføres til øgede omkostninger til transport af husdyrgødning ved tab at

udbringningsarealer i nærheden af anlæg med animalsk produktion.

Administrative omkostninger ved implementering af de enkelte virkemidler er ikke

medtaget i analyserne, idet dette kræver detaljeret information om præcis, hvordan

og i hvilken administrativ sammenhæng det pågældende virkemiddel søges

implementeret. Dette betyder også, at omkostninger til eventuelle forundersøgelser og

projektplanlægning ikke er omfatter af de præsenterede omkostningsestimater.

Omkostningsvurderingerne repræsenterer marginale omkostninger for en

gennemsnitlig landbruger på et gennemsnitligt areal. I det omfang de beskrevne

virkemidler vil blive implementeret som frivillige virkemidler mod kompensation

baseret på denne omkostningsvurdering, vil der opstå en informationsrente for de af

landbrugerne, hvis omkostninger ved at implementere tiltaget er lavere end det

NPV beskriver således, den nutidige værdi af cashflows over en årrække og

virkemidler med forskellig varighed kan derfor ikke sammenlignes vha. NPV. Ved at

anvende kapitalindvindingsfaktoren kan det beregnes, hvilken årlig omkostning en

given nutidsværdi ville antage under en bestemt rente (kaldes også annuitet; Se mere

herom i Møller et al. 2010, pp. 113–122):

��

= å��

��

�� ∙

−

(1 +

��

)

��

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

estimerede gennemsnit. Dette er en uundgåelig konsekvens af asymmetrisk

information omkring landbrugernes faktiske omkostninger.

2.2.3 Data om nøgletal for de driftsøkonomiske vurderinger

I dette afsnit gives en mere detaljeret beskrivelse af de forskellige data og nøgletal,

som indgår i de økonomiske vurderinger af effekterne ved de enkelte virkemidler.

Jordrentetab ved omdisponering af jord i omdrift

I forbindelse med fosfor og kvælstof virkemiddelkatalogerne, der er offentliggjort i

2020, er der udarbejdet et bilag med detaljerede overvejelser vedrørende

alternativomkostningerne ved landbrugsarealer (Martinsen et al. 2020). Af Martinsen et

al (2020) fremgår det, at dækningsbidrag (DB II) vurderes i intervallet mellem 44 kr./ha

i den ene yderlighed (planteavlssædskifter på jorbundstype JB 1 og 3 uden vanding

og uden husdyrgødning) og 3.882 kr./ ha i den anden yderlighed

(planteavlssædskifter på lerjord med husdyrgødning) med et arealvægtet gennemsnit

på 1.883 kr./ha. Disse DB II niveauer inkluderer ikke omkostninger ved tab af

harmoniareal, men det anbefales i Martinsen et al (2020), at tab af harmoniareal

sættes til 200 kr./ha, såfremt det er relevant at inkludere det i de arealmæssige

alternativomkostninger. De omtalte virkemidler har en kvælstofnorm på 0 kg/ha. og

harmoniarealet reduceres derfor (LBST, 2019a) og derfor er der et potentielt

indkomsttab enten direkte eller et optionstab. Der vil imidlertid også være

planteavlsbedrifter i områder, hvor den animalske produktion er lav, hvor dette tab

ikke realiseres. Det antages også, at reglerne for direkte arealstøtte overholdes

således, at virkemidlerne forsat udløser direkte arealstøtte.

De arealmæssige alternativomkostningen ved de forskellige virkemidler, kan på kort

sigt være forøgede i forhold til DB II niveau, idet omkostninger ved kapacitetstilpasning

på bedriften kan være nødvendig, men på længere sigt vurderes

alternativomkostningerne, at svare til DB II, dvs. jordrentetabet, svarende til

bruttoudbytte minus stykomkostninger (udsæd, gødning, planteværn mv.) og minus

maskin- og arbejdsomkostninger. Der er ikke indregnet en omkostning til denne

kapacitetstilpasning i virkemidlerne, idet disse omkostninger vil afhænge meget af

omfanget af implementerede virkemidler på den enkelte bedrift og af øvrige

individuelle forhold på den enkelte bedrift.

Arbejdsløn

Driftsøkonomiske tiltag, der medfører øget tidsforbrug for landbrugere, afregnes efter

Danmarks Statistiks Tarif C for arbejdsløn for jordbrugets produktionsfaktorer (LPRIS36).

Her kan det ses, at der i 2019 blev regnet med 206 kr./time, hvilket derfor anvendes i

nærværende analyse (DST, 2019a).

Pløjning

Pløjning på landbrugsjord gennemføres oftest som led i kultiveringen af jorden, så den

er klar til såning. De seneste år har landbrugsdrift med reduceret jordbehandling

imidlertid begyndt, at vinde indpas. I 2016 var der 252.662 ha landbrugsjord der blev

dyrket uden pløjning og tallet var steget med 26 % i 2018 til 319.006 ha (DST, 2020b).

Dermed bliver 12 % af det danske landbrugsareal dyrket pløjningsfrit i dag. På trods af

dette bliver største delen af arealet forsat drevet med traditionel pløjning og denne

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

driftsform anvendes derfor også som udgangspunkt i indeværende

virkemiddelkatalog.

Omkostningen ved pløjning ligger afhængig af kilder i spændet 760-840 kr./ha

(Planteavlsnyt, 2019) og 653-725 kr./ha (SEGES, 2020), hvor første kilde differentierer

på arealets størrelse og anden kilde differentierer på jordbundstype (sandjord/lerjord).

Et simpelt gennemsnit af de fire priser nævnt ovenfor er 745 kr./ha, hvilket anvendes

hvor relevant i de følgende beregninger.

Jordbearbejdning og såning

Jordbearbejdning og såning koster i driftskalkulerne som følge af forskel i bonitet 380

til 400 kr./ha (SEGES, 2020). VKST beskrives prisniveauet for markarbejde 2019-2020

grundet størrelsesøkonomi til mellem 535 og 585 kr./ha (Planteavlsnyt, 2019). På den

baggrund anvendes 475 kr./ha som simpelt gennemsnit af ovenstående, hvor

relevant i de følgende beregninger.

Såning af udlæg

Såning af græsudlæg i en nyetableret kornmark sættes til 400 kr. pr. ha jf. SEGES

(2020).

Ukrudtsharvning

Omkostningerne til en årlig ukrudtsharvning varierer som følge af forskel i bonitet i

driftskalkulerne (SEGES, 2020). VKST Landbrugsrådgivning beskriver prisniveauet for

markarbejde 2019-2020 grundet størrelsesøkonomi (Planteavlsnyt, 2019). På den

baggrund anvendes 155 kr./ha for ukrudtsharvning, beregnet som simpelt gennemsnit

fra ovenstående kilder, hvor relevant i de følgende beregninger.

Udsæd

I forbindelse med anlæggelsen af en række virkemidler anvendes der udsæd (f.eks.

slåningsbrak og haregrønninger). For virkemidler hvor der skal udsås kulturgræs tages

der udgangspunkt i estimerede omkostninger til anlæggelse af græsmarker til slæt,

hvor der skal bruge 27 kg/ha til en pris på 45,5 kr./kg (SEGES, 2020), hvilket giver en

omkostning til græsudsæd på 1.229 kr./ha. I sammenhæng med de relevante

biodiversitetsvirkemidler vurderes det imidlertid, at den halve udsæds mængde vil

være tilstrækkelig til at sikre at kravet om plantedække er opfyldt. Derfor anvendes en

udsædsomkostning til anlæggelse af ekstensive græsarealer på 600 kr./ha.

Til anlæggelsen af bl.a. insektvolde og blomsterbrak kræves mere specielle

udsædsblandinger. Disse blandinger kommer i mange afskygninger og kvaliteter og

det er ikke formålstjeneligt i denne sammenhæng, at identificere det mest optimale

produkt til de enkelte virkemidler, men snarer at lægge et niveau for prisen. Derfor er

der udvalgt tre specialblandinger som repræsentere noget af variationen i dette

marked og taget et simpelt gennemsnit heraf. Der er tale om en insektvoldsblanding til

605 kr./ha (DSV, 2020), blomsterbrakblanding 319 kr./ha (DLF, 2018) og Decoy Game

Mixture 957 kr./ha (DLF, 2018). Dermed fås et gennemsnit på 627 kr./ha for

specialblandinger.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Jagtmæssige effekter

Jagt er en udbredt rekreativ aktivitet i Danmark og det må derfor forventes, at skulle

blive tillagt en høj brugsværdi. I jagtåret 2018/2019 var der 177.103 registrerede

jægere i Danmark (Christensen et al., 2020), men på trods af det relativt store marked

for jagt i Danmark findes der ikke nogen offentlige registre der giver overblik over

udlejningsarealet eller værdien heraf.

Retten til at gå på jagt i Danmark følger ejendomsretten og derfor vil eventuelle

ændringer i jagtens værdi direkte eller indirekte tilfalde lodsejeren. I konteksten af

biodiversitetsvirkemidler har dette betydning fordi værdien bør medregnes såfremt

virkemidlets effekt på jagtværdien har en driftsøkonomisk effekt.

I 2006 blev der lavet en spørgeskemaundersøgelse der skulle kortlægge

sammenhængen mellem jagtlejen og forskellige geografiske, strukturelle,

jagtudbyttemæssige, sociale og kontraktuelle variabler forbundet med jagtleje (Se

Lundhede et al. 2015). Denne model er pt. den bedste beskrivelse af det danske

marked for jagtudlejning og kan bruges til at værdisætte marginale effekter i

arealanvendelsens effekt på jagtlejen.

I Danmarks Statistiks Udvidede Tabeller for Jordbrug for 2018 kan det udledes, at

landbrugsbedrifter i gennemsnit cirka er 100 ha store, hvoraf 5 ha er skov og 90 ha er

arealer i omdrift (DST, 2018). Dette bruges som baseline i modellen (Lundhede et al.

2015) og en nedgang i omdriftsarealet på 5 pct. point fra 90 pct. til 85 pct. bruges til, at

modellere en marginal ændring i jagtlejen som følge af en ændret arealanvendelse.

Modellen viser også, at der er stor geografisk variation i jagtlejen på landsplan.

Modellen bygger på en stikprøve der ikke nødvendigvis er repræsentativ for det

danske landbrugsareal og derfor kan stikprøvens gennemsnitlige jagtleje ikke bruges.

Derimod laves der et vægtet gennemsnit med afsæt i fordelingen af det danske

landbrugsareal i mellem Jylland og øerne, Fyn og Sjælland.

For at demonstrere en del af spredningen i jagtlejen laves der to parallelle

modelberegninger hvor tre variabler ændres til enten at være:

Enkeltperson eller konsortium

Mundtlig eller skriftlig lejekontrakt

Afskydning af 0 stk. kronvildt per 100 ha per år eller 1 stk. kronvildt per 100 ha

per år.

Fra Tabel 2.1 kan modelforudsætningerne aflæses og modelresultatet for de seks

forskellige scenarier kan aflæses i anden nederste række. Den sidste række viser den

marginale gevinst ved, at ekstensivere 1 ha landbrugsjord i omdrift i henholdsvis

Jylland og øerne, Fyn og Sjælland.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 2.1. Modelresultater fra jagtleje model fra Lundhede et al. (2015). Denne tabel bruges

som et nedre mål for jagtlejen på landbrugsarealet.

Arealstørrelse (ha)

100

Jylland

Sjæl-

Landsdel

Fyn

og øerne og øerne Fyn

land

Kontrakt længde (år)

Omdriftsjord (%)

Skov (%)

Udbytte

råvildt

(stk)

Udbytte kronvildt (stk.)

Antal jagtdage

Binære valg

Nærhed til større by

Godsjagt

Jagthytte

Familiær udlejning

Nænsom afskydning

Konsortium

Mundtlig(0)/skriftelig

kontrakt(1)

Jagtleje (kr./ha)

101

103

156

159

142

145

Marginal gevinst (kr./ha

omdriftsjord

ekstensiveret

)

Beregning af den marginale værdistigning af jagten ved øget ekstensivering er

illustreret i følgende eksempel, baseret på Tabel 2.1:

Et jagtareal på 100 ha i Jylland med 90 pct. omdrift har en jagtleje på 101 kr./ha eller

totalt 10.100 kr. Hvis 5 ha af omdriftsarealet ekstensiveres, sådan at andelen af omdrift

kommer ned på 85 pct., vil den beregnede jagtleje stige til 103 kr./ha eller 10.300

totalt. Den marginale værdistigning af jagtlejen kan herefter beregnes som (10.300 kr.-

10.100 kr.)/5 ha = 40 kr. pr. ekstra ha ekstensiveret areal. Tabel 2.1 viser, at den

tilsvarende værdi på Fyn og Sjælland er 60 kr./ha. Det kan også ses, at modellen er sat

op til at beskrive jagtlejen såfremt der gennemføres jagtaktiviteter 34 dage om året,

hvilket er et gennemsnit baseret på stikprøven fra Lundhede et al (2015), men dette er

sandsynligvis ikke retvisende for landbrugsarealet i Danmark generelt. Det kan

imidlertid vises vha. modellen fra Lundhede et al (2015), at antallet af jagtdage ikke

har betydning for den marginale ændring i jagtlejen som følge af øvrige

forudsætninger og derfor fastholdes de 34 jagtdage årligt. Tabel 2.2 viser på samme

måde som Tabel 2.1 de marginale gevinster ved at lægge 5 % landbrugsjord om til

ekstensiv landbrugs jord. Grunden til, at den antager en højere værdi skyldes, at der

her antages at der foreligger en skriftlig kontrakt, det er et konsortium der lejer jagten

og der kan afskydes ét stykke kronvildt per 100 hektar per år, modsat nul ovenfor.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 2.2. Modelresultater fra jagtleje model fra Lundhede et al (2015). Denne tabel bruges

som et øvre mål for jagtlejen på landbrugsarealet.

Arealstørrelse (ha)

100

Jylland

Sjællan Sjællan

Jylland

Fyn

Landsdel

og øerne øerne

Kontrakt længde (år)

Omdriftsjord (%)

Skov (%)

Udbytte råvildt (stk)

Udbytte kronvildt (stk.)

Antal jagtdage

Binære valg

Nærhed til større by

Godsjagt

Jagthytte

Familiær udlejning

Nænsom afskydning

Konsortium

Mundtlig(0)/skriftelig

kontrakt(1)

Jagtleje (kr./ha)

217

222

336

343

306

313

Marginal gevinst (kr./ha

omdriftsjord

ekstensiveret

)

100

140

Tabel 2.3 syntetiserer resultaterne fra Tabel 2.1 og Tabel 2.2 således, at det

repræsenterer det danske landbrugsareal. Dette gøres vha. en fordelingsnøgle for den

geografiske fordeling af det danske landbrugsareal i omdrift. Hermed viser modellen,

at der er 45-111 kr. i potentiel jagtleje gevinst ved, at ophøre omdriften af 1 ha

landbrugsareal, beregnet som et arealvægtet gennemsnit på tværs af landet.

Variationen i intervallet viser blot et udsnit af den variation der findes i denne pris og

der må derfor forventes betydeligt større variation end dette interval fra lokalitet til

lokalitet.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 2.3. Vægtet gennemsnit for ændringen i jagtlejen ved ekstensivering af 1 hektar

landbrugsjord i omdrift.

Jylland og øerne Fyn

Sjælland

Nedre marginale gevinst (kr./ha omdriftsjord

ekstensiveret)

Øvre marginale gevinst (kr./ha omdriftsjord

100

140

ekstensiveret)

Fordeling af landbrugsjord (%)

73%

19%

Nedre marginal gevinst (kr./ha omdriftsjord

ekstensiveret)

Øvre marginal gevinst (kr./ha omdriftsjord

ekstensiveret)

111

På mange arealer bliver der ikke holdt jagt, hvorfor den marginale jagtlejeværdi vil

være nul, uafhængigt af mængden af småbiotoper. Øget biodiversitet kan dog også

medføre en rekreativ nytte på mange andre måder end jagt, men disse værdier er

dog sjældent internaliseret i et marked, som det delvist er tilfældet med jagtværdien.

I Martinsen et al (2020) vurderes det at omtrent 10 pct. af det danske omdriftsareal har

en driftsøkonomisk alternativomkostning på 44 kr./ha. Det er interessant at

sammenligne dette tal med de 45 kr./ha i marginal jagtlejeværdi pr. ha. Umiddelbart

kunne man undre sig over, hvorfor disse arealer dyrkes, når jagtleje værdien ved at

ekstensivere arealerne er højere end dyrkningsværdien. Når disse arealer alligevel

dyrkes, kan det være på grund af bindinger i adgangen til landbrugsstøtte, f.eks. en

omkostning til et minimumsniveau af årlig landbrugsaktivitet, f.eks. afpudsning af

brakmarker. Det kan også have med omkostningsdynamik at gøre, de 44 kr./ha er en

langsigtsbetragtning, mens landbrugeren på kortsigt har omkostninger (f.eks.

afskrivninger) der ikke forsvinder, blot fordi arealerne ikke dyrkes mere. Endeligt kan

det også være at de 45 kr./ha i øget jagtlejeværdi, på trods af at det er det lave

estimat, vil være en overvurdering i nogle tilfælde. Endeligt kan

landbrugsproduktionen også i sig selv have en vis rekreativ værdi i visse tilfælde, f.eks.

for hobby og deltidslandmænd.

En lignende beregning er lavet for den marginale gevinst ved omlægning af jord i

omdrift til ung skov (detaljer vedr. modelopsætninger findes i appendix 9.1). Den viser,

at den marginale jagtværdi ved omlægning af landbrugsjord til ung skov er i

omfanget 71-158 kr./ha (Tabel 2.4).

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 2.4. Vægtet gennemsnit for ændringen i jagtlejen ved skovrejsning på 1 hektar

landbrugsjord i omdrift.

Jylland og øerne Fyn

Sjælland

Nedre marginale gevinst (kr./ha omdriftsjord

100 100

ekstensiveret)

Øvre marginale gevinst (kr./ha omdriftsjord

140

220 200

ekstensiveret)

Fordeling af landbrugsjord (%)

73%

19%

Nedre marginal gevinst (kr./ha skovrejsning)

Øvre marginal gevinst (kr./ha skovrejsning)

158

Samlet set vurderes det således at der kan være jagtmæssige merværdier i

størrelsesorden 45 til 111 kr./ha ved udtagning af omdriftsarealer til andre

biodiversitetsvirkemidler end skov og jagtmæssige merværdier i størrelsesorden 71 til

158 kr./ha ved skovrejsning. Disse merværdier indregnes ikke i gennemgangen af de

enkelte virkemidler, men inddrages i sammendraget sidst i rapporten.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

2.3 Øvrige vurderinger og datagrundlag

Af Niels Mark Jacobsen, Mette Vestergaard Odgaard, Birger Faurholt Pedersen og

Tommy Dalgaard, Institut for Agroøkologi.

2.3.1 Spørgeskemaundersøgelse

Som baggrund for projektets belysning af biodiversitets-virkemidler er i sommeren

2020 udsendt en national spørgeundersøgelse til tilfældigt udvalgte landbrugere,

fordelt ligeligt over landet (se Figur 2.1 og Appendiks 9.1).

Figur 2.1. Fordelingen af landbrugere i spørgeskemaundersøgelsen ift. de tilsvarende

bedriftstyper ifølge Danmarks Statistik, DST (2019), og kort over den ligelige fordeling af

tilhørende marker for de adspurgte, hvoraf der er indkommet komplette svar fra et

repræsentativt udsnit på ca. 10 %.

Spørgeskemaundersøgelsen supplerer resultaterne fra en tidligere interview-

undersøgelse omkring ”Potentiale for småbiotoper i Danmark” (Dalgaard et al. 2019a),

og belyser landbrugernes betydelige interesse, og fokuspunkter for barrierer omkring

anlæggelse af nye biotoper, herunder skovrejsning. Som illustrativt eksempel viser

spørgeskemaundersøgelsen, at landbrugerne har stor interesse i at tage markhjørner

og -kanter ud af drift, og at disse arealer repræsenterer en bred vifte af arealtyper

(Figur 2.2), med et følgende stort potentiale for biodiversitetseffekt ved udtagning.

Herunder viser undersøgelsen, at bevarelsen af arealstøtte og genopdyrkningsretten er

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

betydelige faktorer for i hvilket omfang, der er interesse for udtagning af arealer til

biodiversitetsformål (Figur 2.3).

Her i rapporten anvendes resultater fra spørgeskemaundersøgelsen til at illustrere

landbrugernes holdning til anlæggelsen af udvalgte virkemidler såsom insektvolde,

blomster- og barjordsstriber (samlet i ), vandhuller (samlet i Figur 3.5) eller fritstående

træer og levende hegn (samlet i Figur 3.8), og som baggrund for en diskussion af de

strategiske dilemmaer ved biotopbeskyttelse gennem frivillige virkemidler (afsnit 6.2).

Endelig benyttes spørgeskemaundersøgelsen til at belyse interessen for nye

driftsformer såsom skovlandbrug (se afsnit 6.1.4), skovrejsning og særlige afvejninger

ved overgang til økologisk jordbrug (afsnit 6.1.1), men her er der kun tale om

indledende analyser af undersøgelsens resultater af relevans for kommende

implementering af nye biodiversitetsvirkemidler i Danmark.

Figur 2.2. Typer af arealer, som landbrugerne ifølge spørgeskemaundersøgelsen selv ser som

utilgængelig markhjørner og kanter, med potentiale for udtagning (se også Figur 2.3).

Bemærk et areal kan godt tilhøre flere klasser samtidig.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Figur 2.3. Danske landbrugeres holdning til at udtage landbrugsarealer til nye biotoper

(eksempel på resultater fra spørgeskemaundersøgelsen). Som det ses, er en stor andel af

landbrugerne ifølge spørgeundersøgelsen interesseret i at tage markhjørner og –kanter, der er

utilgængelige for moderne maskineri, ud af drift, såfremt det ikke går ud over deres

arealstøtte, og landbrugerne er tilmed yderst opmærksomme på, om de potentielt mister

genopdyrkningsretten til jord, der tages ud af drift.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

2.3.2 Miljø, klima og effekter på større skala

Nærværende rapport fokuserer på de listede virkemidlers effekt på natur og

biodiversitet samt den tilsvarende driftsøkonomi, idet hovedsigtet med de heri

gennemgåede virkemidler er i forhold hertil. Andre nylige virkemiddel-katalog

arbejder gennemgår tilsvarende tiltag med hovedsigte på reduktion af belastningen

med kvælstof- (Eriksen et al. 2020) og fosfor (Andersen et al. 2020) til vandmiljøet,

samt klimarelaterede tiltag (Olesen et al. 2018).

Særligt i kvælstof- og fosforvirkemiddelkatalogerne gennemgås i tillæg til

nærværende arbejde en lang række tiltag og deres tilsvarende effekt på biodiversitet,

og der henvises hertil for nærmere information herom (f.eks. ift. virkemidler såsom

fjernelse af biomasse i randzoner og engarealer, flerårige energiafgrøder, paludikultur

med dyrkning af afgrøder på vådbund, etablering af større vådområder eller

minivådområder med åben vand eller med filtermatricer, målrettede, brede og tørre

randzoner, intelligente bufferzoner eller mættede randzoner).

Nogle af de virkemidler, der behandles i nærværende rapport, er desuden

uddybende behandlet i nylige myndighedsopgaver, f.eks. vedrørende ”Vurdering af

natur-, miljø- og klimamæssige effekt af et 2-årigt jordbehandlingskrav på arealer

med blomster- og bestøverbrak” (Hansen et al. 2020), hvor også effekter på klima og

miljø indgår. Tilsvarende er de miljø- og klimamæssige effekter tidligere gennemgået i

sammenhæng med biodiversitetseffekten af de grønne krav ordninger under den

eksisterende EU Landbrugs- og landdistriktspolitik (Dalgaard et al. 2019a), herunder

effekten af kravet om flere afgrødekategorier, opretholdelse af permanent græs,

Miljøfokusområde (MFO) ordningerne, braklægning, lavskov, randzoner, efterafgrøder

og græsudlæg, samt landbrug omkring søer og fortidsminder, foruden de særlige

landdistriktsordninger omkring pleje af græs- og naturarealer, økologisk arealtilskud

og miljøbetinget drift, naturlige vandstandsforhold i Natura 2000 områder,

naturprojekter på kulstofrige lavbundsjorder (lavbundsordningen), kvælstof- og

fosforvådområder, gylleforsuring og energibesparelser, biogas, økologisk

investeringsstøtte og skovrejsning.

I lighed med ovenstående virkemiddelkataloger effektvurderes virkemidlerne i dette

katalog først og fremmest partielt og på baggrund af en alt andet lige betragtning.

Dvs. økonomitallene er gennemsnitstal og repræsenterer ikke de store forskelle der i

praksis er mellem driftsledere og variation i bedriftsstrukturer og placering af marker i

landskabet (f.eks. ift. lokale jordtypeforhold, husdyrtætheder osv.). Det samme gør sig

principielt set gældende i forhold til lokale biodiversitetseffekter og for eksempel om

en lokal honningproduktion udtømmer føderessourcen for blomstersøgende insekter

som vilde bier, svirrefluer, sommerfugle m.fl. I afsnit 6.2 diskuteres nogle af de

strategiske dilemmaer, der i praksis kan være ved afvejning af kombinerede effekter

på økonomi, biodiversitet, miljø og klima, men hvor illustrering af eksempler på

optimering og afvejning af kombinerede effekter i praksis vil kræve nærmere

landskabsstudier og genstand for videre forskning.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

3 Tiltag på- eller i umiddelbar tilknytning til dyrkningsfladen

Af Marianne Bruus og Beate Strandberg (Institut for Bioscience), Gustav Marquard

Callesen, Michael Friis Pedersen og Jesper Sølver Schou (Institut for Fødevare- og

Ressourceøkonomi), samt Niels Mark Jacobsen og Tommy Dalgaard (Institut for

Agroøkologi).

3.1 Insektvolde

En insektvold (Figur 3.1) er en vold af jord, som er hævet over markfladen og har

samme funktion som jorddiger, markskel og lysåbne levende hegn. Det vil sige, de

udgør et flerårigt leve- og/eller overvintringssted primært for insekter, men også for

f.eks. jordrugende fugle. Som navnet siger, er det primære formål at fremme

insektfaunaen og specifikt insekter, der er prædatorer på skadevoldende insekter, især

lus, i markerne.

Figur 3.1. Illustration af Insektvold (Søndergaard 2009, Økologisk Landsforening, 2011).

Nuværende regler og praksis

Placering: Insektvolde etableres på markfladen (Figur 3.2), og den største effekt i

forhold til bekæmpelse af skadevoldere opnås, når volden etableres i flere meters

afstand fra markkanten evt. som adskillelse mellem to afgrøder, hvor der i

udgangspunktet ikke er noget naturligt markskel.

Omfang: Landbrugsstyrelsen (LBST) (2020a) anbefaler, at insektvolden anlægges ved

sammenpløjning af to plovfurer og har en maksimal højde på 0,5 m. Insektvolde

indgår som et af flere vildt- og bivenlige tiltag, hvor der gælder er række generelle

betingelser, bl.a. at tiltaget maksimalt må have en bredde på 10 meter ligesom det

maksimalt må udgøre 10 % af markens samlede areal. Det er nok mindre sandsynligt

at landmanden vil anlægge en vold af en sådan bredde, da tiltaget ikke må få

permanent karakter og nemt skal kunne inddrages i omdriften igen. Engelske

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

anbefalinger for ’beetle banks’ angiver en bredde på 2 m og desuden, at volde(n) for

at opnå den ønskede effekt på bekæmpelsen af skadevoldere, anlægges inde på

markfladen, og at der etableres mere end én vold, hvis marken er 20 ha eller større

(The Royal Society for Protections of Birds 2020).

Varighed: Flerårig. Danmarks Jægerforbund (2020a) angiver, at insektvolde kan indgå

i 3- eller 5-årige biotopplaner, hvor det er muligt at omlægge 30 % af tiltaget årligt.

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Insektvolden kan med fordel

anlægges i markens længderetning (pløjeretningen) ved sammenpløjning af to eller

flere plovfurer. Eftersom insektvolden kan anlægges ved pløjning, kan det med

rimelighed antages, at anlæggelsen kun tager negligerbart længere tid, end hvis

arealet skulle pløjes som normalt. Der er ikke krav til plantedække på en insektvold

(LBST 2020), men den kan med fordel tilsås med en blanding af flerårige

tuedannende græsser, hvis den skal indgå, som virkemiddel i forhold til

skadevolderbekæmpelse. Det kunne være arter som f.eks. hundegræs, strand-svingel

og eng-rottehale (timote). I forhold til opnåelse af den største effekt på biodiversitet vil

eventuel såning og/etablering af en så artsrig flora, som muligt være målet. Vildt- og

bivenlige tiltag har ingen gødningsnorm, hvilket betyder, at gødskningen af marken

skal reduceres i forhold til arealet af tiltagene.

Foto1. Etablering af insektvold (Økologisk Landsforening 2011, foto: Morten Telling).

Der er ikke noget aktivitetskrav til insektvolde, men den skal ifølge faktaark om vildt og

bivenlige tiltag fra NaturErhvervstyrelsen, friholdes for opvækst af træer og buske

(NaturErhvervstyrelsen 2016). Danmarks Jægerforbund (2020a) anbefaler endvidere,

at insektvolde ikke sprøjtes eller gødskes, men at midler til selektiv bekæmpelse af

bl.a. kæmpebjørneklo anvendes efter gældende regler

(https://www.retsinformation.dk/eli/lta/2017/842), desuden anbefales bekæmpelse

af brændenælder, tidsler og flyvehavre også med selektive midler.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Effekter på natur og biodiversitet

Mange insekter er afhængige af at der findes uforstyrrede habitater, hvor de kan

overvintre. Et græsdække domineret af tuedannende arter udgør et værdifuldt

overvintringshabitat for mange arter. Med intensiveringen af landbruget siden midten

af forrige århundrede er markerne blevet større, og mange levende hegn, markskel og

jorddiger er sløjfet med deraf følgende tab af biodiversitet. Insektvolde fungerer som

erstatningshabitat for disse habitater.

Da insektvolde ofte tilsås med flerårige tuegræsser og friholdes for opvækst af træer

og buske, er vegetationen på insektvolde væsentlig forskellig fra vegetationen i

levende hegn, på jordvolde og i markskel og er domineret af de udsåede tuegræsser

(Thomas et al. 2001, 2002). Vegetationen på insektvolde, der er mere end 10 år

gamle, har dog en større artsdiversitet, og artssammensætningen ligner i højere grad

vegetationen i levende hegn, markskel og på jorddiger, selvom bl.a. andelen af

nektarplanter fortsat er betydelig lavere end i disse habitater (Thomas et al. 2002).

Opvækst af enkelte fritstående træer eller buske på insektvolden vil således være en

biodiversitetsmæssig fordel.

Anlæg af insektvolde blev oprindeligt igangsat primært for at skabe

overvintringssteder for bl.a. løbebiller og edderkopper, der primært benytter levende

hegn, markskel og andre permanente habitater som overvintringssted. Selvom

insektvolde ikke har så høj tæthed og diversitet af insekter, som føromtalte

randbiotoper, har en række studier dokumenteret, at ikke blot prædatorer som

løbebiller, rovbiller og edderkopper (tæppespindere og jagtedderkopper), men også

flere andre insektgrupper heriblandt græshopper og sommerfugle fremmes af

insektvolde (Thomas & Goulson 2000, Thomas et al. 1991, 1992, 2001). Insektvolde i

kornmarker har allerede det år, de anlægges, en tæthed af polyfage (altædende)

prædatorer på 150 individer pr. m

, og året efter er tætheden oppe på 1500 individer

pr. m

(Thomas et al. 1991). De første år er der tale om få pionerarter, men med tiden

ses en større diversitet, og mere specialiserede arter indgår (Thomas et al. 1992).

Polyfage prædatorer er vigtige for bekæmpelsen af lus i mange afgrøder, og

etablering af insektvolde på marken kan signifikant reducere mængden af lus i

afgrøden (Collins et al. 2002, Wind og Bertelsen 2013). Dog falder effekten med

afstand til insektvolden.

Insekter, der lever på insektvolden, udgør en vigtig fødekilde for flere fuglearter og

især agerhøne og fasan opfostrer deres unger på insektføde bestående af de

overvejende store insektarter, der specifikt fremmes af insektvolde (Thomas et al.

2001). Insektvolde giver desuden et vist skjul for fuglene under rugningen. De er dog

ikke så velbeskyttede som i levende hegn (Thomas et al. 2001).

Der ses allerede effekt af virkemidlet kort tid efter etablering, men effekten vil dog

forøges betydeligt de efterfølgende år, efterhånden som populationer af nytteinsekter

etableres. Vedvarende effekt af virkemidlet er afhængig af, hvorvidt vegetationen er

selvopretholdende (nogle arter vil kræve pleje i form af slåning). Da mange insekter er

varme- og lyselskende, vil den gavnlige effekt og opretholdelsen af denne være

afhængig af, at der fortsat er bar jord. Hvis vegetationsdækket bliver tæt vil effekten

reduceres.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Da vegetationen på insektvolden er græsdomineret, og der kun etableres få og

spredte blomsterplanter, er den gavnlige effekt på blomstersøgende insekter

begrænset. Insektvolden vil potentielt kunne bidrage med egnede redesteder til vilde

bier, da bl.a. humlebier men også mange solitære bier har deres rede i jorden, især på

tørre uforstyrrede steder. Hvorvidt bierne vil benytte insektvolden, som redested, vil dog

afhænge af placeringen på marken. Hvis volden placeres inde på markfladen, som

det anbefales for at opnå den mest effektive bekæmpelse af lus i vinterkorn, vil den

være af meget begrænset betydning som redested for vilde bier, da der vil være for

langt mellem volden og arealer med egnede føderessourcer.

Insektvolde kan anvendes på alle omdriftsarealer, men fravær af brug af pesticider og

gødskning på insektvolden, som Danmarks Jægerforbund (2020a) også anbefaler, er

afgjort en fordel for den gavnlige effekt af virkemidlet, og i det hele taget øges

biotopværdien, hvis tilstødende markarealer ikke sprøjtes og gødes. Værdien af

insektvolde vurderes derfor at være højere på økologiske bedrifter, hvor der ikke er

risiko for afdrift af insekticider, end på tilsvarende konventionelle marker, hvor afdrift

ikke med sikkerhed kan undgås. Alternativt kan insektvolden beskyttes ved

anlæggelse af en bufferzone (afsnit 3.10).

Tabel 3.1. Forventede effekter af virkemidlet ”Insektvolde” på biodiversiteten. Spændet i

værdier for de enkelt organismegrupper afspejler, at der er betydelig forskel mellem effekten

af virkemidlet, hvis det implementeres efter gældende praksis og hvis nedenfor anbefalede

praksis i forhold til biodiversitet anvendes. *) Jf. afsnit 2.1.2.

Jordbunds- Vilde

fauna

planter

1-2

Vilde bier (føde

og levesteder)

1-2*

Insekter og

leddyr i øvrigt

1-3

Fugle

1-2

Pattedyr

1-2

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Boks 1. Anbefalet implementering af insektvolde som biodiversitetsvirkemiddel.

I forhold til opnåelse af betydelig effekt på biodiversitet er det primært alderen og

placering, der er af betydning, og vi anbefaler, at insektvolde som minimum er 5

årige og gerne længerevarende, og at volden placeres langs hegn eller anden

eksisterende kantbiotop.

I forhold til opnåelse af den største effekt på biodiversitet anbefales udsåning af en

artsrig flora gerne af arter, der i særlig grad understøtter en varieret fauna.

Udsåning af tuedannende græsser i forbindelse med anlæg af insektvolden vil

forhindre, at volden gror til i for landmanden uønskede arter samtidig med at

tuegræsserne er gavnlige for opretholdelsen af skadedyrsbekæmpelse.

Tilstedeværelsen af flere forskellige plantearter vil imidlertid øge den

biodiversitetsmæssige værdi, ligesom opvækst af enkelte fritstående træer og/eller

buske også vil øge værdien af insektvolden for biodiversiteten.

Hvis der skal tages hensyn til effekten på bekæmpelsen af skadevoldere, bør der

som minimum anlægges en vold pr. 20 ha, jf. https://www.rspb.org.uk/our-

work/conservation/conservation-and-sustainability/farming/advice/managing-

habitats/beetle-banks/ .

Driftsøkonomisk effekt

Såfremt en insektvold placeres på omdriftsjorden vil der jf. Tabel 3.2 være en alternativ

omkostning (1) og et tab af harmoniareal (2).

En insektvold anlægges let ved at pløje to eller flere furer sammen. Det vil sige, at

landmanden blot skal undlade at vende ploven når denne alligevel pløjer marken. Ud

fra en marginalbetragtning kan det hævdes at anlægsomkostningerne er lavere, idet

landmanden alligevel er i marken med ploven på traktoren. Men denne betragtning

tilsidesættes idet det vurderes mest hensigtsmæssigt at insektvolden ”betaler” samme

pris for pløjningen som den mark den ligger i tilknytning til (3).

Efter sammenpløjning af to furer udsås en frøblanding på insektvolden i hånden.

Udsæden hertil vurderes at koste 627 kr./ha (4). Denne omkostning kan reelt være

undervurderet, hvis landmanden skal bruge meget små mængder udsæd som ikke

kan købes i så små pakninger. Omvendt er det muligt at landmanden kan bruge rester

af græsfrø fra andre formål, hvis der ikke er skrappe kriterier for hvilken udsæd der

anvendes. Frøblandingen forudsættes udsået med hånd, hvor det er vurderet at der

kan sås 0,06 ha pr. time. Dette svarer til at det tager 1 time at så en insektvold på

2x300 meter. Med en timeløn på 206 kr. pr. time (DST, 2020a) bliver omkostningerne til

arbejdstidsforbruget i forbindelse med håndsåning af insektvolden 3.433 kr./ha (5).

Friholdelse af volden for opvækst af træer og buske vurderes at kunne foretages med

maskinel afpudsning, f.eks. i forbindelse med afpudsning af brakmarker (6). Det er ikke

nødvendigvis hvert år der skal foretages en afpudsning, men omkostningerne vurderes

at svare til omkostningerne ved en årlig afpudsning af brakmarker på 300 kr./ha, idet

omkostningerne ved den enkelte afpudsning kan være højere, f.eks. hvis der skal køres

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

efter små arealer, til gengæld kan frekvensen af afpudsningerne være lavere end 1

gang pr. år (Pedersen, 2020).

Tabel 3.2. Driftsøkonomiske omkostninger forbundet med virkemidlet insektvolde (Kr./ha./år).

År

Jord-

rente

(1)

Harmoni-

areal

(2)

Pløj-

ning

(3)

Ud-

sæd

(4)

Såning med

hånd

(5)

Brakpuds-

ning

(6)

Nutids-

værdi

Annui-

tet

(7)

…

-1.900

-200

-700

-600

-3.400

-300

-6.900

-2.200

-4.800

-1.900

-200

-300

-2000

-3.400

-1.900

-200

-300

-1.600

-3000

Ved virkemidler, hvor omkostningerne ikke er ens i alle år anvendes

annuiseringsprincippet, hvilket betyder, at der skal fastsættes en varighed på

virkemidlet, og eftersom der ikke er nogen begrænsning på varigheden for

insektvolde vil den kunne antage alle år. For insektvolde gælder en årlig omkostning

på 4.820, 3.416 og 2.950 kr./ha. for en varighed på 2, 5 og 10 år (7). Hermed vises det,

at den årlige omkostning vil være faldende med varigheden som vist på Figur 3.2. Ved

en 50 årig insektvold vil den årlig omkostning være 2.597 kr. pr. ha, på meget langt

sigt vil omkostningen ved insektvolden konvergerer mod summen af de løbende

omkostninger idet anlægsomkostningerne fordeles over uendeligt mange år, dette vil

være en omkostning på 2.383 kr. pr. ha insektvold. På arealer med en under

gennemsnitlig dyrkningsværdi, uden alternativomkostning relateret til harmoniarealet

og hvor omkostningerne til årlig pleje viser sig at være lavere, kan omkostningerne

ved virkemidlet være lavere. Det modsatte kan gøre sig gældende på arealer med

andre forudsætninger.

Ved anlæg af en 300x2 meter insektvold mellem to gennemsnits størrelsesmarker på

ca. 7 ha vil insektvolden udgøre 600/140000m

= 0,43 pct. af arealet, og en 10 årig

insektvold vil dermed svare til en omkostning 12,64 kr./ha af omdriftsarealet. Ved en

tilsvarende insektvold pr. 20 ha vil dette svare til 3 promille af arealet (0,003) og

omkostningen til insektvolden vil årligt være 8,85 kr./ha omdriftsareal ved en

insektvold med 10 års varighed.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Insektvold

-1.000

Årlig omkostning kr./ha

-2.000

-3.000

-4.000

-5.000

-6.000

Levetid

Figur 3.2. Årlige omkostning ved insektvolde i kr./ha. som funktion af levetiden i år.

Den årlige driftsøkonomiske omkostning for 10 årige insektvolde er beregnet til 2.950

kr./ha/år insektvold. Den tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostning beregnes ved

at gange den driftsøkonomiske omkostning med nettoafgiftsfaktoren på 1,28, hvorved

den velfærdsøkonomiske omkostning bliver 3.776 kr./ha/år insektvold.

3.2 Slåningsbrak, årlig eller reduceret aktivitet

Brakarealer er landbrugsarealer, der midlertidigt er taget ud af produktion og holdes i

en tilstand, hvor de uden videre kan opdyrkes igen. For slåningsbrak er der, som det

fremgår nedenfor, krav omkring slåning af arealet. Der må endvidere ikke ske

afgræsning, sprøjtning, gødskning mv.

Nuværende regler og praksis

Placering: Braklægning kan være af enten hele markfladen eller af dele af marken.

Hvis kun en del af marken braklægges, kan det gøres som MFO-brak inden for den

gældende lovgivning (ned til 0,01 ha) (LBST 2020a, 2020b).

Omfang: Der er aktuelt krav om en minimumslandbrugsaktivitet, der medfører et krav

om at slåningsbrak slås mindst en gang årligt uden for perioden med slåningsforbud

(1. maj til 31. juli) i enten foråret (1.-30. april) eller sensommeren (1. august-25.

september) (LBST 2020b). I den kommende landbrugspolitiske planperiode er der lagt

op til, at kravet om årlig slåning kan reduceres til et krav om slåning hvert andet år

(LBST 2020b). Plantematerialet må ikke fjernes, men kan evt. samles i en stak på

arealet (LBST 2020b).

Varighed: Et areal meldt som slåningsbrak kan tidligst omlægges til vintersædafgrøder

i samme år med mulighed for nedvisning af plantedækket fra 1. juli og

jordbearbejdning fra 1. august (LBST 2020b). Der er i grundbetalingsordningen ingen

øvre grænse for, hvor længe det samme areal må henligge i brak (Pedersen og

Mollerup 2019).

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: For slåningsbrak er der ikke krav

om udsåning af planter, men derimod om at arealet for at leve op til reglerne om

krydsoverensstemmelse fremstår med et synligt vegetationsdække 1. maj i støtteåret

(LBST 2020a), hvilket medfører, at slåningsbrak kan etableres som udlæg af græs i

dækafgrøde, være en græsmark der fortsættes som en barkmark eller være etableret

med spildkorn og ukrudtsfrø (de to sidstnævnte muligheder uden direkte omkostninger

for landbrugeren). Der må undtagelsesvis ske bekæmpelse af ukrudtsarter i

brakmarken ved selektiv slåning, hvis der er risiko for fremvækst af uønskede

plantearter som brændenælde og tidsler eller krydsbestøvning mellem planter i

brakmarken og afgrøder til frøproduktion. Hvis der findes flyvehavre eller

kæmpebjørneklo på brakarealet, må der anvendes plantebeskyttelsesmidler til

nedvisning af dele af en brakmark, med mindre den er MFO-brak (LBST 2020b). Fra 1.

juli må plantedækket på braklagte arealer nedvisnes forud for jordbehandling fra 1.

august i forbindelse med etablering af en vintersæd.

Effekter på natur og biodiversitet

Ved slåningsbrak er der ikke krav om udsåning af planter, men derimod at arealet skal

fremstå med et synligt vegetationsdække 1. maj i støtteåret. Flere undersøgelser har

dokumenteret, at den gavnlige effekt på biodiversiteten er betydelig mindre, hvis der

udsås f.eks. kulturgræsser (Tscharntke et al. 2011, Mogensen et al. 1997, Bertelsen et al.

2008). Tilstedeværelsen af kulturgræsser resulterer i en vegetation bestående af få

plantearter og en tilsvarende artsfattig fauna. Etablering fra frøbanken eller af frø, der

spredes fra omgivelserne, vil kun omfatte et fåtal af arter, idet frøbanken i agerjord

generelt er artsfattig og afstanden til naturlige habitater, hvorfra andre arter kan

spredes, ofte er lang. Arealet vil derfor på længere sigt kun have marginal betydning

for biodiversiteten. Hvis brakken derimod udlægges på overvintrende stubmark, vil der

etableres en betydelig mere artsrig flora, der også giver føde og levesteder for en

langt mere artsrig insekt- og fuglefauna (Tscharntke et al. 2011, Mogensen et al. 1997,

Bertelsen et al. 2008). Den overvintrende stub vil i høj grad reducere risikoen for

erosion.

Frøbanken på agerjord er generelt begrænset til relativt få og almindelige arter (Török

et al. 2018, Lang et al. 2018), og potentialet for spredning af frø fra omgivelser kan

også være begrænset på grund af markernes størrelse (lang-distance spredning).

Etablering af nye arter via naturlig frøspredning er således en tidskrævende proces

(Török et al. 2018). Assisteret frøspredning kan være en måde at øge diversiteten af

planter, der etableres på brakarealet. I kapitel 3.17 er mulighederne for at udnytte

assisteret spredning uddybet.

Biodiversitetseffekterne af slåningsbrak varierer betydeligt afhængig af jordbunden.

På tørre sandede og næringsfattige arealer er der de bedste muligheder for at opnå

betydelige biodiversitetseffekter, især hvor udsåning af kulturgræsser undgås. Her kan

en relativt artsrig flora med tilhørende insektarter etablere sig (Tscharntke et al. 2011,

Bertelsen et al. 2008, Mogensen et al. 1997). På næringsrige jorde vil

biodiversitetseffekterne til gengæld ofte være meget små, idet der typisk etableres en

artfattig og meget tæt vegetation, især ved udsåning af kulturgræsser, men også hvor

plantedækket etableres ud fra den eksisterende frøbank. Her vil få, konkurrencestærke

arter være dominerende. En tilsvarende effekt ses på lavbundsjorde, hvor der ofte er

ophobet store næringsstofpuljer. Konkurrencearterne kan være hjemmehørende arter

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

som stor nælde, agertidsel eller tagrør, men også invasive arter som kæmpe-bjørneklo

eller gyldenris (Mogensen et al. 1997, Bertelsen et al. 2008). Da græsning og høslæt

med fjernelse af det afklippede materiale ikke er tilladt, vil der ikke være mulighed for,

at der dannes åbninger i vegetationen, hvor nye arter kan etablere sig (biomassen må

gerne samles i en bunke på marken, hvilket der dog ikke er noget driftsøkonomisk

incitament til).

Fuglefaunaen er særdeles følsom over for slåning af plantedækket i yngleperioden.

Den anbefalede praksis med forbud mod slåning i perioden 1. maj til 31. juli vil til dels

beskytte fuglene i ynglesæsonen. Forårsslåning kan dog ødelægge reder hos f.eks.

sanglærke, agerhøne og vibe, ligesom slåning umiddelbart før redeetablering vil gøre

arealet uegnet som ynglehabitat i en periode, og slåning i august vil være negativt for

unger af sent etablerede kuld (Elmeros et al. 2014). Sensommerslåning vil desuden

fjerne en stor del af plantefrøene, der er vigtige som fødegrundlag for mange

agerlandsarter (Mogensen et al. 1997). Vickery et al. (2004) anbefaler braklægning og

økologisk landbrugspraksis samt dyrkning af vårafgrøder som de vigtigste tiltag til

forbedring af ynglesuccessen for lærker. Braklægning i denne undersøgelse er dog

uden aktivitetskrav, hvorfor den fundne gavnlige effekt må forventes at være større

end for brakmarker med aktivitetskrav. I forhold til vinteroverlevelse angives

tilstedeværelsen af overvintrende stubmarker som væsentlig (Vickery et al. 2004).

Hare og råvildt er ligesom fuglene særdeles følsomme over for slåning. Harens

ynglesæson strækker sig fra februar til september, og forårs- såvel som

sensommerslåning kan ikke undgå at påvirke ynglesuccessen negativt (Elmeros et al.

2014). Rådyr føder typisk lam i maj eller juni. Forårsslåning vil derfor generelt ikke være

negativt, mens sent fødte rålam forsat vil trykke og blive ramt ved slåning i august

(Elmeros et al. 2014). Af hensyn til hare og råvildt vil det være ønskeligt at vente med

slåning til hen i september måned.

Flerårig og længerevarende braklægning vil øge heterogeniteten på arealet, og både

plantediversitet og variationen i mikro-habitater vil gavne dyrelivet. Brakvegetation

bestående af flerårige urter kan således være et vigtigt fødegrundlag for bier og

andre arter, bl.a. svirrefluer og sommerfugle, der lever af nektar og pollen. I forår og

forsommeren er der generelt mange blomster især i levende hegn, medens

blomsterressourcerne hen på sommeren ofte er meget begrænsede i agerlandet.

Slåning fjerner blomsterne. Jo senere slåning, desto længere periode vil brakarealet

potentielt udgøre en væsentlig føderessource. Fravær af pesticider gavner ligeledes

blomstringen på arealet (Strandberg et al. 2013a). Set i forhold til bier, men også

andre insekter er en artsrig flora en væsentlig forudsætning for en artsrig fauna (Wood

et al. 2017, Ebeling et al. 2018, Strandberg et al. 2013b).

Fravær af jordbehandling vil umiddelbart gavne jordbundens leddyr som regnorme,

springhaler og mider. Ved længerevarende braklægning har man fundet en større

diversitet i jordbundsdyrene, medens enårig braklægning kun i meget begrænset

omfang øger artsdiversiteten (Mogensen et al. 1997).

Da slåningsbrak både kan udgøre et vigtigt og relativt beskyttet levested i agerlandet

og også være en vigtig overvintringshabitats for f.eks. edderkopper, biller og andre

insekter, er der risiko for, at arealet ved tilbagelægning til produktionsmark kan virke

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

som en økologisk fælde, som dokumenteret af Ganser et al. (2019). De fandt en

markant reduktion blandt leddyr, der lever i og på jordoverfalden, på i gennemsnit 59

%, med mest størst reduktion blandt biller (67 %) og edderkopper (69 %).

Tabel 3.3. Forventede effekter af virkemidlet ”Slåningsbrak” på biodiversiteten. Spændet i

værdier for de enkelt organismegrupper afspejler, at der er betydelig forskel mellem effekten

af virkemidlet, hvis det implementeres efter gældende praksis og hvis nedenfor anbefalede

praksis i forhold til biodiversitet anvendes. *) jf. afsnit 2.1.2.

Jordbunds-

fauna

0-3

Vilde

planter

0-3

Vilde bier (føde

og levesteder)

0-2*

Insekter og

leddyr i øvrigt

-2 til 2

Fugle

1-2

Pattedyr

1-2

Boks 2. Anbefalet implementering af slåningsbrak som biodiversitetsvirkemiddel.

I forhold til opnåelse af betydelig effekt på biodiversitet er det primært varigheden

af virkemidlet samt hyppighed af og tidspunkt for slåning, der er af betydning. Jo

længere tid brakmarken ligger, og jo mindre den slås, desto bedre set fra et

biodiversitetsperspektiv.

Det anbefales derfor, at slåningsbrak som minimum er 5 årig og maksimalt slås én

gang årligt, gerne mindre.

Anbefalingen er desuden, at perioden med forbud mod slåning bliver længere end

de nuværende 3 måneder, 1. maj - 31. juli, således at slåning ikke er tilladt i

perioden 1. april – 1. oktober. Vi anbefaler desuden, at slåning i vintermånederne,

gerne sen-vinter (februar-marts), overvejes, hvor det er muligt.

I forhold til etablering af slåningsbrak vil etablering i stubmark uden udsåning af

kulturgræs være bedst for biodiversiteten.

Opdeling af brakmarken i to eller flere delmarker vil reducere de negative effekter

ved slåning og tilbagelægning, idet der hele tiden vil være uforstyrrede områder i

marken.

Slåningsbrak kan med fordel kombineres med en række andre virkemidler, der

placeres i tilknytning til slåningsbrak. F.eks. kan barjordsstriber, haregrønninger,

striber udsået med vildtblandinger, assisteret spredning af vilde frø være virkemidler,

der med fordel kan tilknyttes arealer med slåningsbrak.

Driftsøkonomisk effekt

Slåningsbrak lægger beslag på produktiv jord og der skal derfor regnes med en

alternativomkostning ved udlægning af jorden (1) (se Tabel 3.4). Herudover medfører

dette virkemiddel også et tab af harmoniareal (2).

Anlægsomkostning ved slåningsbrak vurderes, at udgøre mellem 0 og 1.000 kr./ha

afhængig af om brakken anlægges med naturlig såning eller ved udlæg af

kulturgræs. De 1.000 kr./ha ved anlæg af brakken med udlæg af kulturgræs beregnet

på baggrund af en maskin- og arbejdsomkostningen til såning på 400 kr. pr. ha

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

(SEGES, 2020) og en omkostning på 600 kr. pr. ha til udsæd (3). Derfor vil

anlægsomkostningen ligge året før virkemidlet realiseres (år 0 i Tabel 3.4).

Landmanden kan have incitament til at anlægge brakmarken med udlæg af

kulturgræs eller såning af kulturgræs efter høst i året forud for første år som brakmark,

på trods af, at det medfører en umiddelbar omkostning, fordi der ved naturlig såning er

risiko for at brakmarken ikke opfylder kravene til plantedække og landmanden

dermed risikerer ikke at opfylde krydsoverensstemmelseskravene. Dette er et

eksempel på at hensynet til risikoen for ikke at opfylde kravet om plantedække,

medfører lavere biodiversitet (på relativt nye brakmarker) og forøgede omkostninger

for landmanden.

Herudover skal der regnes med omkostninger forbundet med brakpudsning af arealet.

Ved slåningsbrak med årlig landbrugsaktivitet afpudses arealet én gang om året og

ved reduceret landbrugsaktivitet afpudses arealet kun hvert andet år. Det år hvor

barkmarken omlægges til omdrift med vintersæd tæller omlægningen som

landbrugsaktivitet og der indregnes derfor ikke en omkostning til afpudsning det sidste

år af brakmarkernes levetid. Brakpudsning koster ca. 300 kr./ha på brakarealer, som

typisk er mindre end øvrige landbrugsarealer (Pedersen 2020) (4). Ved store braklagte

arealer vil omkostningerne til slåning/afpudsning formenligt være lavere. Tabel 3.4

tager udgangspunkt i omkostningerne ved braklægning, hvor der er en

anlægsomkostning på 1.000 kr./ha for brakmarken. Omkostningerne i tilfælde af

ingen anlægsomkostninger diskuteres nedenfor.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 3.4. Driftsøkonomiske omkostninger forbundet med slåningsbrak med årlig aktivitet og

reduceret aktivitet. Kr./ha/år.

År

Jord-

rente

(1)

-1.900

Jord-

rente

(1)

-1.900

Harmoni-

areal

(2)

-200

Harmoni-

areal

(2)

-200

Anlæg af

brakmark

(3)

-1.000

Anlæg af

brakmark

(3)

-1.000

Slåning/

brakpudsning

(4)

-300

Slåning/

brakpudsning

(4)

Årlige

omkostninger

(5)

-3.100

-2.800

-2.600

-2.500

Årlige

omkostninger

(5)

-3.100

-2.600

-2.400

-1.900

…

-1.900

-200

-300

-2.300

…

År

…

-300

Note: år 0 viser, at anlægget af virkemidlet sker som udlæg i afgrøden året før.

Ved virkemidler hvor omkostningerne ikke er ens i alle år anvendes

annuiseringsprincippet, hvilket betyder, at der skal fastsættes en varighed på

virkemidlet og eftersom der ikke er nogen begrænsning på varigheden for

braklægning vil den kunne antage alle år (braklagte arealer kan dog få status af

permanent græs efter 5 år). For slåningsbrak med årlig aktivitet gælder en årlig

omkostning på 2.769, 2.556 og 2.485 kr./ha. for en varighed for virkemidlet på 2, 5 og

10 år (5). For slåningsbrak med reduceret aktivitet gælder en årlig omkostning på

2.613, 2.435 og 2.341 kr./ha. for en varighed for virkemidlet på 2, 5 og 10 år (5).

Hermed vises det, at den årlige omkostning for brakmarker med anlægsomkostninger

vil være faldende med varigheden som vist på Figur 3.3. En 50 årig slåningsbrakmark

vil således have en årlig omkostning på hhv. 2.429 og 2.342 kr./ha for henholdsvis

slåningsbrak med årlig og reduceret aktivitet.

Hvis brakmarken kan anlægges uden omkostninger (naturlig såning eller fortsættelse

af en græsmark som brakmark) og der ikke er nogen omkostninger det sidste år af

brakmarkens levetid, bliver de årlige omkostninger ved brakmarken svagt stigende

ved højere levetid. Dette er fordi der ved brakmarker med kort levetid, (1 år ved årlig

aktivitetskrav og to år ved aktivitetskrav hvert andet år) ikke vil være nogen

omkostninger til afpudsning i løbet af brakmarkens levetid. Dette er baseret på en

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

antagelse om at landmanden kan anlægge en vintersædsmark efter en brakmark

uden yderligere omkostninger end ved en omdriftsmark. Hvis plantedækket på

brakmarken er meget kraftigt kan dette formenligt være vanskeligt i praksis og

landbrugeren vil i sådanne tilfælde alligevel afpudse marken inden pløjning eller

nedvisne marken i god til inden pløjning. I Eriksen et al. (2020) findes omkostningerne

til kortvarig brak til mellem 1.443 og 3.277 kr./ha varierende over jordbundstype.

Denne variation er ikke afspejlet her, mens niveauet er sammenligneligt.

Slåningsbrak

-500

Årlig omkostning

-1.000

-1.500

-2.000

-2.500

-3.000

-3.500

Årlig aktivitet, med anlægsomkostning

Årlig aktivitet, uden anlægsomkostning

Levetid

Reduceret aktivtet, med anlægsomkostning

Reduceret aktivitet, uden anlægsomkostning

Figur 3.3. Årlige omkostninger i kr./ha som funktion af levetiden af virkemidlet slåningsbrak.

Som ved andre virkemidler vil der være en stor variation i de arealmæssige alternativ-

omkostninger såvel på tværs af arealerne inden for den enkelte bedrift og på tværs af

bedrifterne. I det omfang brakarealer placeres på marginale arealer / arealer med

relativt lave alternativomkostninger vil omkostningerne til virkemidlet kunne være

betydeligt lavere.

Braklægning skønnes at blive en væsentlig del af opfyldelsen af de kommende GLM9

krav om ikke-produktive elementer i EU’s nye landbrugsreform CAP2020 (se afsnit 1.1).

Dette krav og evt. eco-schemes med top-op for ekstra ikke-produktive elementer ud

over minimumskravet, kan medføre at der blive interesse i at organisere såkaldt

fjernbrak, hvor landbrugere med arealer med høje alternativomkostninger forpagter

arealer i (fjerne) dele af landet, hvor der er der er lave alternativomkostninger ved

braklægning. På basis af Martinsen et. al. (2020) vurderes det, at ca. 10 pct. af

omdriftsarealet i Danmark har en dyrkningsmæssig alternativomkostning på niveauer

omkring 44 kr./ha, her til kommer en evt. alternativomkostning på tabt harmoniareal.

Der er ikke muligt at identificere disse arealer med lave alternativomkostninger fra

centralt hold, på grund af asymmetrisk information. Men det er sandsynligt at

markedet over tid vil identificerer disse areal via fjernbark, hvor landmænd med høje

alternativomkostninger vil forpagte arealer med lave alternativomkostninger, til

økonomisk gavn for både forpagter og bortforpagter. Denne proces kan have positiv

effekt på biodiversiteten, idet det kan bidrage til større sammenhængende arealer

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

med en mere naturnær drift (brak) og fordi biodiversiteten ved brak på næringsfattige

arealer kan være højere end ved brak på næringsrige arealer (som nævnt ovenfor).

Det er altså sandsynligt at der ved et krav om og evt. tilskud til brak og andre ikke

produktive virkemidler i de kommende eco-schemes, via markedsbaserede

fjernbraksløsninger både vil kunne forhøje den biodiversitetsmæssige værdi af brak og

medføre lavere erhvervsøkonomiske omkostninger ved brak, gennem markeds drevet

forbedret allokering af virkemidlerne.

Den årlige driftsøkonomiske omkostning for 10 årige slåningsbrak med

anlægsomkostninger og årlig aktivitet er beregnet til 2.485 kr./ha/år. Den tilsvarende

velfærdsøkonomiske omkostning beregnes ved at gange den driftsøkonomiske

omkostning med nettoafgiftsfaktoren på 1,28, hvorved den velfærdsøkonomiske

omkostning bliver 3.181 kr./ha/år. Den årlige driftsøkonomiske omkostning for 10 årige

slåningsbrak med anlægsomkostninger men med reduceret aktivitet er beregnet til

2.341 kr./ha/år. Den tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostning beregnes ved at

gange den driftsøkonomiske omkostning med nettoafgiftsfaktoren på 1,28, hvorved

den velfærdsøkonomiske omkostning bliver 2.996 kr./ha/år.

3.3 Blomsterbrak

Nuværende regler og praksis

Blomsterbrak tilsås med en blanding af nektar- og frøproducerende planter, som kan

fungere som fødegrundlag for bestøvende insekter, fugle og små pattedyr (LBST,

2020). Som de øvrige brakarealer må blomsterbrak ikke anvendes til produktion, og

der må således ikke tilføres jordforbedrings- eller plantebeskyttelsesmidler.

Placering og omfang: Braklægning kan være af enten hele markfladen eller af dele af

marken. Hvis kun en del af marken braklægges, kan det gøres som MFO-brak inden

for den gældende lovgivning (ned til 0,01 ha) (LBST, 2020a, 2020b).

Varighed: Et areal meldt som blomsterbrak kan tidligst omlægges til

vintersædafgrøder i samme år med mulighed for nedvisning af plantedække fra 1. juli

og jordbearbejdning fra 1. august (LBST, 2020b). Der er i grundbetalingsordningen

ingen øvre grænse for, hvor længe det samme areal må henligge i brak, men det

toårige aktivitetskrav fordrer en omlægning minimum hvert andet år (Pedersen og

Mollerup 2019).

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Ifølge de nuværende regler skal

blomsterbrak etableres senest den 30. april. Frøblandingen skal resultere i mindst 2 frø-

og nektarproducerende plantearter pr. m

, som skal være jævnt fordelt og udgøre

mindst 50 % af plantedækket, og der er et toårigt aktivitetskrav, dvs. at der mindst skal

jordbearbejdes og udsås hvert andet år. Blomsterbrak er undtaget fra kravet om

slåning i etableringsåret, og som de andre brakformer, må der ikke slås i perioden 1.

maj til 31. juli. Der skal opretholdes et minimum på to frø- og nektarproducerende arter

pr. m

gennem hele perioden (LBST, 2020a).

Effekter på natur og biodiversitet

Ligesom slåningsbrak (afsnit 3.2) vil biodiversitetseffekten af blomsterbrak afhænge af

jordbund og dyrkningshistorie samt af, hvordan virkemidlet praktiseres. På grund af

kravene til udsåning af plantearter, der både giver nektar og frø, forventes

blomsterbrak umiddelbart at have en større gavnlig effekt for bestøvere, fugle og

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

småpattedyr end slåningsbrak, især hvis denne etableres ved udsåning af

kulturgræsser. Forekomsten af vilde plantearter vil øges, hvis der sås tyndt, da der så

bliver plads til arterne fra jordens frøpulje. Ved såning direkte i stubmark i stedet for

efter pløjning bibeholdes frøpuljens frø i jordoverfladen, og desuden er stubmarken en

vigtig fødekilde for agerlandets fugle (Tscharntke et al. 2011, Vickery et al. 2014).

Frøpuljen er i mange tilfælde ret artsfattig. Derfor vil assisteret spredning (afsnit 3.17)

være en god en mulighed for at tilføre flere, lokalt forekommende arter. Da forskellige

plantearter har forskellige egenskaber og desuden har forskellig blomstringstid, opnås

den største naturværdi ved at udså en blanding med mange blomsterarter. Særligt

vigtigt er det at opnå en kontinuerlig blomstring og en lang periode med

frøtilgængelighed, således at fødebehovet for insekter og vildt dækkes gennem en

længere periode. Til det formål vil en liste med velegnede arter, deres blomstringstid

og deres krav til jordbunden være en hjælp.

En stor positiv effekt på biodiversiteten forudsætter dog, at blomsterbrakken får lov at

blomstre og sætte frø, hvilket ikke er givet under de nuværende regler for såning,

slåning og omlægning. Desuden forventes brak med få arter af blomstrende planter

kun at tiltrække få almindelige arter af bestøvende insekter (Wood et al. 2017, Burkle

et al. 2020). Ny engelsk forskning viser, at de største positive effekter på vilde bier

opnås ved at anvende betydeligt flere, helst hjemmehørende arter (Nichols et al.

2019). Også for pattedyr og fuglevildt vil en øget artsdiversitet og funktionel diversitet

af planter og den deraf følgende øgede insektdiversitet være en fordel. For fugle og

pattedyr er det endvidere vigtigt, at slåning og jordbearbejdning sker uden for

ynglesæsonen (Poulsen and Sotherton 1992, Wilson and Fuller 1992, Poulsen 1993,

Wilson & Browne 1993, Elmeros et al. 2014).

For insekternes vedkommende, specielt visse arter af sommerfugle, er det vigtigt at

sikre sig, at de valgte plantearter ikke resulterer i, at brakarealet kommer til at fungere

som en økologisk fælde ved at tiltrække insekter, som lever på planterne, men som

ikke når at fuldføre deres livscyklus, inden marken slås, eller der udføres

jordbearbejdning (Ganser et al. 2019, Bruus et al. 2016). Dette gælder i særlig grad,

hvis der pløjes og sås vinterafgrøder samme år som blomsterbrakken er etableret, da

der så må pløjes allerede fra 1. august. Lignende overvejelser gælder timing af

eventuel slåning. En del af problemet kan afhjælpes ved at friholde en del af arealet

fra ompløjning eller slåning et givent år.

Som også påpeget i Strandberg og Ejrnæs (2015) samt Wind og Berthelsen (2013) er

det svært, for ikke at sige umuligt, at helgardere sig mod økologiske fælder ved valg af

arter til blomster-blandinger, det være sig til vildtstriber, blomsterstriber, nektarstriber

eller blomsterbrak. Vælger man eksotiske plantearter, risikerer man at introducere

arter, hvis spredningspotentiale og konkurrenceevne ikke er kendt. Vælger man i

stedet hjemmehørende arter, kan man risikere at udtømme det omgivende landskab

for truede insektarter, hvis man vælger en planteart, hvortil disse er knyttet, idet såvel

slåning som (især) pløjning kan være fatal. Det skal bemærkes, at man for at undgå, at

blomsterbrak kommer til at fungere som økologiske fælder for truede insektarter, inden

udsåning bør undersøge, om der er insektarter knyttet til de enkelte arter. Dette bør der

selvsagt også tages hensyn til ved opstilling af en liste med brugbare plantearter.

Omfanget af denne fælde-effekt kan være betydeligt (Ganser et al. 2019) og variere i

forskellige landskaber og under forskellige betingelser.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Idet jordbearbejdning generelt har en negativ effekt på jordfaunaen og de

overfladeaktive leddyr (Briones and Schmidt 2017, Holland and Reynolds 2003,

Thorbek and Bilde 2004), forventes en positiv effekt på disse grupper, hvis

jordbearbejdning ikke sker hvert år, og særligt hvis ikke hele arealet omlægges

samtidig.

Tabel 3.5. Forventede effekter af virkemidlet ”Blomsterbrak” på biodiversiteten. Spændet i

værdier for de enkelt organismegrupper afspejler, at der er betydelig forskel mellem effekten

af virkemidlet, hvis det implementeres efter gældende praksis, og hvis nedenfor anbefalede

praksis i forhold til biodiversitet anvendes. Vurderingen er foretaget under forudsætning af, at

planterne får lov at sætte frø, dvs. at blomsterbrakken får lov at ligge i mindst to sæsoner. *) jf.

afsnit 2.1.2.

Jordbunds-

fauna

0-2

Vilde

planter

0-2

Vilde bier (føde

og levesteder)

0-2*

Insekter og

leddyr i øvrigt

-1 til 2

Fugle

1-2

Pattedyr

1-2

Boks 3. Anbefalet implementering af virkemidlet ”blomsterbrak” mht. biodiversitet.

Da flere blomstrende plantearter vil gavne bestøverne, foreslås et krav om 10-15

blomstrende plantearter, som ikke nødvendigvis alle sås, men gerne må inkludere

fremspiring fra jordens frøpulje (faciliteret ved tynd såning eller såning i stubmark)

eller frø bragt ind ved assisteret spredning. Der bør laves en liste over egnede arter,

herunder kriterier for sammensætningen, så der er planter fra flere familier og

blomster tilgængelige over hele bestøversæsonen og i flere sæsoner. En sådan liste

kan med fordel inkludere information om krav til jordbunden og eventuelle insekter

knyttet til de enkelte plantearter (for at undgå økologiske fælder).

Ligeledes bør brakarealet opdeles i minimum 2 dele, som startes og behandles

forskudt, promoveres og gerne gøres til et krav, hvis blomsterbrak praktiseres som

toårig.

Reglerne for slåning bør ændres, så slåning undgås i perioden 1. marts-1. oktober af

hensyn til ynglende fugle og småpattedyr samt markens insekter. Jordbearbejdning

bør primært foregå før 1. marts og efter 1. oktober.

Muligheden for anlæg og ompløjning samme år bør fjernes. Der kan med fordel

åbnes for muligheden for sjældnere omlægning under forudsætning af tilstrækkelig

andel blomstrende og frøsættende arter på arealet.

Virkemidlet kan med fordel anlægges i kombination med bar, tør og varm jord (se

afsnit 3.9).

Driftsøkonomiske effekter

Blomsterbrak på dyrkningsfladen medfører et tab af alternative arealanvendelser (1)

og evt. harmoniareal til udspredning af husdyrgødning (2) (se Tabel 2.3). I tillæg hertil

forudsættes arealet med blomsterbrak pløjet (3), jordbearbejdet og tilsået (4), selvom

nogle måske vælger en billigere jordbearbejdning end pløjning. Udsæden vurderes at

koste 627 kr./ha (5).

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 3.6. Driftsøkonomiske omkostninger forbundet med enårig og flerårig blomsterbrak i

kr./ha.

Årlige omkostninger ved blomsterbrak afhængig af levetid

År Jord-

Harmoni-

Pløjning Jordbearbejd-

rente

areal

ning og såning

(1)

(2)

(3)

(4)

-1.900

-200

-700

-500

-1.900

-200

-1.900

-200

-1.900

-200

Ud-

sæd

(5)

-600

Årlig

omkostning

(6)

-3.900

-3.000

-2.700

-2.600

Ved enårig blomsterbrak er den årlige omkostning til virkemidlet 3.930 kr./ha (6). For

flerårig (2-4 år) blomsterbrak vil pløjning, jordbearbejdning og såning stadig kun skulle

foretages i år 1 (eller som reglerne er nu med et 2-årigt aktivitetskrav), og den årlige

omkostning for år 2, 3 og 4 er derfor mindre end for år 1, idet anlægsomkostningen

fordeles over flere år. Ved anvendelse af annuitetsprincippet fås en årlig omkostning

for flerårigt blomsterbrak på -3.025 kr./ha/år, -2.723 kr./ha/år og 2.572 kr./ha/år for

henholdsvis år 2, 3 og 4 (6). Hvis der kan sås tyndt direkte i en stubmark, som anbefalet

overfor vil omkostningerne kunne være lavere, mens landbrugeren muligvis vil have

forøget risiko for ikke at opfylde kriterierne omkring arter og tæthed.

Den årlige driftsøkonomiske omkostning for 2 årige blomsterbrakmarker er beregnet til

3.025 kr./ha/år blomsterbrak. Den tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostning

beregnes ved at gange den driftsøkonomiske omkostning med nettoafgiftsfaktoren på

1,28, hvorved den velfærdsøkonomiske omkostning bliver 3.872 kr./ha/år

blomsterbrak.

3.4 Bestøverbrak

Bestøverbrak adskiller sig fra blomsterbrak ved i højere grad at fokusere på de

bestøvende insekter.

Nuværende regler og praksis

Bestøverbrak besås med en blanding af nektar- og pollenproducerende planter, som

kan fungere som fødegrundlag for bestøvende insekter (Landbrugsstyrelsen 2020a).

Placering og omfang: Braklægning kan være af enten hele markfladen eller af dele af

marken. Hvis kun en del af marken braklægges, kan det gøres som MFO-brak inden

for den gældende lovgivning (ned til 0,01 ha) (LBST 2020ab, 2020c).

Varighed: Et areal meldt som bestøverbrak kan tidligst omlægges til vintersæds-

afgrøder i samme år med mulighed for nedvisning af plantedække fra 1. juli og

jordbearbejdning fra 1. august (LBST 2020b). Der er i grundbetalingsordningen ingen

øvre grænse for, hvor længe det samme areal må henligge i brak, men det toårige

aktivitetskrav fordrer en omlægning minimum hvert andet år (Pedersen og Mollerup

2019).

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Bestøverbrak etableres senest den

30. april, frøblandingen skal indeholde mindst tre arter af pollen og

nektarproducerende planter, og der er et toårigt aktivitetskrav, dvs. at der mindst skal

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

jordbearbejdes og udsås hvert andet år. Bestøverbrak er undtaget fra kravet om

slåning i etableringsåret, og som de andre brakformer må der ikke slås i perioden 1.

maj til 31. juli. Der skal være minimum tre udvalgte arter pr. m

, hvoraf mindst 2 af

arterne er forskellige fra kløverarterne (de udvalgte arter er anført i Bilag 1 i

Bekendtgørelse nr. 1807) (LBST 2020b, Pedersen og Mollerup 2018).

Effekter på natur og biodiversitet

Bestøverbrak adskiller sig fra blomsterbrak ved i højere grad at fokusere på de

bestøvende insekter. En godt sammensat frøblanding, som sikrer pollen- og nektar

over hele bestøversæsonen, øger den positive effekt på bestøverfaunaen, under

forudsætning af at bestøverbrakken får lov at blomstre i to sæsoner.

Hvis de udsåede arter ikke producerer frø, der kan tjene som føde for agerlandets

fugle og småpattedyr, vil den gavnlige effekt på denne del af biodiversiteten

potentielt være begrænset. Som for de øvrige braktyper gælder, at økologiske fælder

skal undgås ved valg af plantearter samt timing af slåning og jordbearbejdning og at

den biodiversitetsmæssige gevinst afhænger af varigheden.

Alt andet lige vil en øget diversitet af fødeplanter understøtte en mere alsidig

bestøverfauna. Dette er f.eks. set i Wood et al. (2017) og i projektet EcoServe

(Strandberg et al. 2013a), som bl.a. gik ud på at anvende mange-arts-blandinger i

græsmarker til høproduktion i landbruget og undersøge mulighederne for at øge

nytteværdien i form af forbedrede vilkår for bestøvende insekter. Sammenhængen

mellem antal plantearter, der er fødeplanter for insekterne, og antal

blomsterbesøgende insektarter taler også for, at man bør vælge en artsrig blanding af

blomstrende plantearter. For at få mest mulig ud af blandingen bør den desuden

bestå af arter, som understøtter forskellige typer af bestøvere, dvs. vilde bier,

sommerfugle og svirrefluer. Bestøverbrak kan desuden udgøre en vigtig fødekilde for

honningbier.

En ny britisk undersøgelse af forskellige plantearters værdi som fødekilde for forskellige

arter af bier tyder på, at listen over anbefalede arter bør revideres (Nichols et al. 2019).

Der skal dog formentlig stadig tages hensyn til den kommercielle tilgængelighed af

frø.

Ligesom for blomsterbrak forventes en lille positiv effekt på jordfaunaen, hvis

jordbearbejdning ikke sker hvert år. Forekomsten af vilde planter vil øges lidt, hvis der

sås tyndt, og der kan tilføres flere arter ved assisteret spredning (afsnit 3.17).

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 3.7. Forventede effekter af virkemidlet ”Bestøverbrak” på biodiversiteten, under

forudsætning af at den får lov at blomstre, dvs. ligger i to år. Valget af plantearter samt

timingen og frekvensen af jordbearbejdning og slåning er afgørende for effekten og spændet

i værdier for de enkelt organismegrupper afspejler, at der er betydelig forskel mellem effekten

af virkemidlet, hvis det implementeres efter gældende praksis, og hvis nedenfor anbefalede

praksis i forhold til biodiversitet anvendes. *) jf. afsnit 2.1.2.

Jordbunds-

fauna

0-2

Vilde

planter

0-2

Vilde bier (føde

og levesteder)

0-2*

Insekter og

leddyr i øvrigt

-1 til 2

Fugle

0-2

Pattedyr

0-1

Boks 4. Anbefalet implementering af virkemidlet ”bestøverbrak” mht. biodiversitet.

Da flere blomstrende plantearter vil gavne bestøverne, foreslås et krav om 10-15

blomstrende plantearter, som ikke nødvendigvis alle sås, men gerne må inkludere

fremspiring fra jordens frøpulje eller frø bragt ind ved assisteret spredning.

Blandingen sammensættes, så der er planter fra flere familier og blomster over hele

bestøversæsonen.

Listen over brugbare arter bør revideres og tilføjes information om jordbund og

øvrige tilknyttede insektarter (for at undgå økologiske fælder).

Ligeledes bør opdelingen af brakarealet i min. 2 dele, som startes og behandles

forskudt, promoveres, gerne som et krav hvis der er tale om toårig bestøverbrak.

Reglerne for slåning bør ændres, så slåning er forbudt i perioden 1. marts-1. oktober

af hensyn til ynglende fugle og småpattedyr samt markens insekter.

Jordbearbejdning bør primært foregå før 1. marts og efter 1. oktober.

Muligheden for anlæg og ompløjning samme år bør fjernes. Der kan med fordel

åbnes for muligheden for sjældnere omlægning under forudsætning af tilstrækkelig

andel blomstrende og frøsættende arter.

Virkemidlet kan med fordel anlægges i kombination med bar, tør og varm jord (se

afsnit 3.9).

Driftsøkonomisk effekt

De driftsøkonomiske effekter er enslydende for bestøver- og blomsterbrak, og der

henvises derfor til afsnit 3.3).

3.5 Vibelavninger

Vibelavninger findes naturligt på græssede enge og strandenge. I agerlandet kan en

vibelavning dannes i en fugtig eller våd lavning på marken. Vibelavninger opstår

således af sig selv, når vinter og forår er vådt, og det er derfor væsentligt, at sådanne

lavninger ikke drænes. Vegetationen i lavningen er sparsom og spredt i forår og

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

forsommer pga. vanddækningen, og det er afgørende for den gavnlige effekt på viber

og andre vadefugle, at området ikke eftersås, så snart vandet er væk, og jorden er

tjenlig. Desuden er det væsentligt for den gavnlige effekt, at området holdes fri for

landbrugsmæssig aktivitet gennem hele forsommeren (DOF 2015).

Nuværende regler og praksis

Placering: Der er ingen gældende anbefalinger vedr. placering.

Omfang: Der er ingen gældende anbefalinger vedr. størrelse og antal.

Varighed: Der er ingen gældende anbefalinger vedr. varighed.

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Der er ingen gældende

anbefalinger vedr. anlæg mm.

Effekter på natur og biodiversitet

Da potentielle vibelavninger dannes naturligt i våde/fugtige lavninger på marken, er

det væsentligt at vide, hvilke af sådanne lavninger, der er mest egnede som

vibelavninger og derfor bør beskyttes for aktivitet.

Chamberlain et al. (2009) finder de højeste tætheder af viber, hvor områderne ikke

ligger i nærheden af skov. Skov, levende hegn og fritstående træer benyttes af

rovfugle og kragefugle som udkigsposter, og viber, der er meget følsomme over for

tilstedeværelse af rovfugle, vil undgå områder i nærheden af træer. For at reducere

prædationen er det derfor væsentligt, at vibelavningen ikke ligger tæt på skov,

levende hegn eller fritstående træer, der fungerer som observationspost for rovfugle

og kragefugle. Sheldon et al. (2007) fandt, at afstanden til træbevoksede arealer bør

være mindst 50 m og gerne mere.

Vibelavninger eller måske mere præcist vibepletter kan også skabes på samme måde

som lærkepletter, men der mangler dokumentation for en gavnlig effekt, og Schmidt

et al. (2017a) finder, at vibepletter bør placeres i våde eller fugtige partier på marken

for at opnå en gavnlig effekt. Det er derfor oplagt at udnytte naturligt forekommende

lavninger.

Vibelavninger skal som dokumenteret af Schmidt et al. (2017a) være store og som

minimum 2 ha, hvis de skal have en gavnlig effekt på vibebestanden. Tidligere

antagelser om, at selv små arealer havde positiv betydning for viber er ikke længere

gældende og denne praksis anbefales ikke længere.

Markaktiviteter, herunder jordbehandling, såning og pesticidbehandling, samt

prædation er de primære årsager til dårlig ynglesucces hos viber i landbrugsområder,

og virkemidler, der medfører reduktion i markaktiviteter og prædation, øger

ynglesuccessen (Sheldon et al. 2005, 2007). Vibelavninger bør således lades

uforstyrrede i vibernes ynglesæson, dvs. fra tidligt forår (marts) til hen på sommeren.

Unger af sene kuld vil først være flyvedygtige hen i august.

Vibelavninger kan, såfremt de lades uforstyrrede i yngleperioden, have en positiv

effekt på vibens ynglesucces (Chamberlain et al. 2009, Schmidt et al. 2017a, Sheldon

et al. 2007). Viben anlægger reden i en udskrabet fordybning i jorden. For at en

vibelavning er egnet som redested, skal området derfor også omfatte tørre partier.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Den fugtige, bløde jordbund med sparsom vegetation og let adgang til regnorme er til

gengæld optimal som fourageringssted for ungerne (Andersen 2015).

Det er ligeledes væsentligt, at kørespor omkring vibelavningen ikke fører hen til

lavningen, men i stedet rundt om denne, idet især ræve benytter kørespor i deres

fouragering og optræder hyppigere og dermed øger prædationen i områder med

agri-environmental schemes (AES) (Leigh et al. 2017).

Vibelavninger kan også være til gavn for andre fugle som f.eks. sanglærke, gulspurv,

gul vipstjert og ringdue (Chamberlain et al. 2009, Schmidt et al. 2017a).

Tabel 3.8. Forventede effekter af virkemidlet ”vibelavning” på biodiversiteten. Spændet i

værdier for de enkelt organismegrupper afspejler, at der er betydelig forskel mellem effekten

af virkemidlet, hvis det implementeres efter gældende praksis og hvis nedenfor anbefalede

praksis i forhold til biodiversitet anvendes.

Ved vurderingen er taget hensyn til, hvorvidt

virkemidlet leverer alle de nødvendige ressourcer for gennemførslen af hele livscyklus for de

vurdererede grupper af insekter

Her angives udelukkende effekten på agerlandsfugle.

Jordbunds-

fauna

0-1

Vilde

planter

0-1

Vilde bier

(føde og

levesteder)

Insekter og

leddyr i

øvrigt

1-2

Fugle

Pattedyr

-1 til 3

Boks 5. Anbefalet implementering af virkemidlet ”vibelavning” mht. biodiversitet.

I forhold til opnåelse af betydelig effekt på viber og øvrig biodiversitet er størrelse og

placering af vibelavningen samt fravær af markaktiviteter i vibens ynglesæson, dvs.

fra tidligt forår (marts) til hen på sommeren (slut august) afgørende.

En vibelavning skal være stor og som minimum 2 ha, hvis den skal have gavnlig

effekt på vibebestanden.

Arealer, der i det tidlige forår er vanddækkede, er oplagte områder til vibelavninger,

specielt hvor området ligger mindst 50 m og gerne længere fra fritstående træer,

levende hegn eller skovbryn, der kan fungere som udkigspost for rov- og kragefugle.

Derved reduceres prædationen. Endvidere bør kørespor ikke føre hen til

vibelavningen, idet de ofte benyttes af fouragerende rovdyr, især ræve.

Driftsøkonomisk effekt

Vibelavninger optræder på dyrkningsfladen hvor der periodevist er stærkt

vandlidende forhold og de bliver derfor naturligt etablerede. De driftsmæssige

omkostningerne ved vibelavninger er således den arealmæssige offeromkostning

(1.883 kr./ha) og evt. offeromkostningen ved tabt harmoniareal (200 kr./ha) som i alt

sættes til 2.083 kr./ha (se afsnit 2.2.3). Da vibelavningerne ofte er naturligt placeret på

vandlidende arealer, med en relativ begrænset udbredelse, hvor jorden først er tjenlig

til jordbehandling og såning senere end øvrige dele af marken, vil

offeromkostningerne i mange tilfælde være lavere, end de her anførte.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Hvis arealerne er permanent vandlidende er de ikke støtteberettige. Men arealer der

er interessante for viber er ofte arealer, der kun midlertidigt er vandlidende i løbet af

vinteren og det tidlige forår.

Det kan muligvis få støttemæssige konsekvenser for en landbruger, hvis en større (end

100 m

) plet i marken er gået ud (f.eks. en plet i en vintersædsmark der går ud i løbet

af vinteren) og der ikke foretages yderligere aktivitet på arealet før såning af vårsæd

året efter. En evt. løsning på dette kunne være at gøre aktivitetskravet på

omdriftsarealer til et aktivitetskrav inden for en toårig periode, som det er tilfældet med

blomsterbrak og som det måske bliver tilfældet med slåningsbrak.

Kommunikationen omkring reglerne er i øvrigt uklar f.eks. står der i vejledningen

omkring lærkepletter (LBST, 2020) at: ”Lærkepletter er tørre/bare pletter i en

tilsået/fremspiret mark, hvor der ikke er etableret plantedække” og efter følgende står

der at: ”De enkelte lærkepletter må maksimalt være 100 m

”, det er meget

nærlæggende at fortolke disse to tekstbider som følger: De enkelte bare pletter i en

tilsået/fremspiret mark, hvor der ikke er etableret plantedække må maksimalt være

100 m

og det er nærliggende af fortolke dette som en hindring for at opretholde en

potentiel vibelavning der er over 100 m

Reglerne omkring de 100 m

går reelt på et krav om landbrugsaktivitet på delarealer

der overstiger 100 m

men kan som vejledningsteksten af formuleret let misforstås til at

handle om plantedække, til skade for natur, erhvervs- og samfundsøkonomi.

Aktivitetskravet kan dog også i sig selv være en hindring af at naturligt / spontant

opståede vibelavninger bevares en sæson.

Med udgangspunkt i en driftsøkonomisk omkostning vibelavninger beregnet til 2.083

kr./ha, kan den tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostning beregnes ved at gange

den driftsøkonomiske omkostning med nettoafgiftsfaktoren på 1,28, hvorved den

velfærdsøkonomiske omkostning bliver 2.666 kr./ha vibelavning. Det bemærkes at når

vibelavningerne er naturligt opståede, og landbrugeren har en omkostninger til

eftersåning, så vil omkostningerne ved at opretholde vibelavningen være lavere,

måske vil det endda være positivt for landbrugerens økonomi, at få lov til at

opretholde bare pletter af en vis størrelse, om end pletter på en størrelse af 2 ha måske

er oftest vil medføre visse offeromkostninger.

3.6 Lærkepletter

Lærkepletter er tørre/bare pletter i en tilsået/fremspiret mark, hvor der ikke er sået

afgrøde, og hvor plantedækket derfor er lavt og meget åbent. Lærkepletter er, såfremt

de efter etablering friholdes for markaktivitet, vigtige som redested for agerlandsfugle

og tiltrækker desuden varmeelskende insekter som biller og edderkopper, der er

vigtige fødeemner for mange agerlandsfugle bl.a. sanglærker.

Nuværende regler og praksis

Placering: Lærkepletter er naturligt tørre pletter i marken, hvor afgrøden står tyndt.

Ifølge landbrugsstyrelsen (LBST) (2020a,b) kan landmanden kan også selv etablere

lærkepletter ved at hæve såmaskinen et kort stykke ved tilsåning af marken.

Tilsvarende skriver DOF (Danmarks Ornitologiske Forening), at lærkepletter kan

etableres ved at hæve såmaskinen et kort stykke ved tilsåningen af marken eller ved

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

under såningen at svinge ud et såbedsbredde over f.eks. 5-10 meters længde

(https://pub.dof.dk/notater/8/download/2015-manual-til-flere-viber-paa-markerne).

Omfang: Lærkepletter indgår som vildt- og bivenlige tiltag og må i flg.

Landbrugsstyrelsen (2020a, d) maksimalt være 100 m

Varighed: Der er ingen gældende anbefalinger i forhold til varighed.

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Der er kun ovennævnte

anbefaling med hensyn til etablering. Vildt- og bivenlige tiltag har ingen

gødningsnorm, hvilket betyder, at gødskningen af marken skal reduceres i forhold til

arealet af tiltagene.

Effekter på natur og biodiversitet

De væsentligste årsager til tilbagegangen hos sanglærke er hyppig omlægning af

græsland, der resulterer i mangel på ekstensivt drevet græsland med en heterogen

struktur, den store andel af vinterafgrøder på bekostning af vårafgrøder samt mangel

på føde i ynglesæsonen (Newton 2004). Sanglærke og andre agerlandsfugle som

bomlærke, gulspurv og agerhøne spiser frø og ukrudt (især kimplanter) gennem hele

året, men i forsommer og sommer udgør insekter som biller og edderkopper en vigtig

del af føden især for ungerne (Green 1980).

Den gavnlige effekt af lærkepletter varierer med en række forhold som afgrøde,

placering på marken, størrelse og udformning samt friholdelse fra markaktivitet på

arealet samt fravær af pesticider og gødskning.

Sanglærker har en stærk præference for heterogent græsland, efterfulgt af

vårafgrøder, og undgår generelt rapsmarker (Miguet et al. 2013, Newton 2004,

Schmidt et al. 2017b). Præferencen for græsmarker stiger hen gennem

ynglesæsonen, hvor sanglærker også undgår vintersæd og generelt foretrækker et

heterogent landskab, hvor det er muligt at skifte mellem afgrøder (Miguet et al. 2013).

Newton (2004) påpeger dog, at et sådan skift i habitatvalg ikke er muligt i alle

landbrugslandskaber. Vickery et al. (2004) anbefaler udelukkende lærkepletter som

virkemiddel for lærker på permanente græsarealer. I forhold til ynglesucces angives

braklægning sammen med økologisk landbrugspraksis og dyrkning af vårafgrøder

som de vigtigste tiltag til forbedring af forholdene for lærker på dyrkningsfladen

(Vickery et al. 2004). For vinteroverlevelse er især tilstedeværelsen af stubmarker

væsentlig.

Tyske undersøgelser har dokumenteret positiv effekt af lærkepletter på antal territorier

pr. 10 ha, hvor der i vinterkorn er anlagt to pletter pr. ha, hver med en størrelse på

minimum 20 m

(Schmidt et al. 2017b). Således steg antal territorier fra 3,3 og 1,4 til

5,6 og 3,1 i foråret (april/maj) hhv. midt på sommeren (juni/juli). Undersøgelsen viste

desuden, at anlæg af ikke-såede spor, som ikke benyttes til kørsel, især var af

betydning midt på sommeren, hvor de yderligere øgede antallet af territorier 2,2

gange mod 1,6 gange i foråret (Schmidt et al. 2017b). Sådanne spor kan dog også

tiltrække fouragerende ræve, hvorfor effekten eventuelt begrænses.

Hvis lærkepletter skal medvirke til at begrænse den forsatte tilbagegang i

bestandstætheden af lærker, er det afgørende, at lærkepletterne opretholdes hele

sommeren, og at alle markaktiviteter undgås i hele yngleperioden (april-august)

(Elmeros et al. 2014). Lærkerne skal nemlig have mindst to og gerne tre kuld unger på

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

vingerne, for at bestanden er stabil. Det er ligeledes væsentligt, at lærkepletter ikke

placeres i eller tæt på kørespor, idet især ræve benytter kørespor i deres fouragering

og optræder hyppigere og dermed øger prædationen i områder med AES (Leigh et al.

2017). I et review vedr. agerlandsfugle i England konkluderer Newton (2004), at

sanglærker responderer positivt på tilstedeværelsen af lærkepletter, men at det ikke er

tilstrækkeligt til at vende den generelle tilbagegang.

Lærkepletter kan også gavne andre agerlandsfugle som bomlærke, gulspurv og

agerhøne, der fouragerer på samme fødeemner som sanglærke. Lærkepletter

angives desuden at være af betydning for viber, såfremt de er placeret tæt på

vibelavninger (https://pub.dof.dk/notater/8/download/2015-manual-til-flere-viber-

paa-markerne).

Lærkepletter kan, såfremt de efter etablering friholdes for markaktivitet, desuden

tiltrække varmeelskende insekter som biller og edderkopper, der er vigtige fødeemner

for mange agerlandsfugle bl.a. sanglærker (Fisher et al. 2009, Schmidt et al. 2017).

Odderskær et al. (1997) angiver, at lærker foretrækker de åbne mikro-habitater frem

for den tættere afgrøde, men finder, at det primært skyldes, at bl.a. insekter er mere

synlige her fremfor i afgrøden, idet leddyrtætheden er lavere i lærkepletterne end i

afgrøden. Da lærkepletter er kortvarige og enårige tiltag vil de ikke udgøre egnede

redesteder for vilde bier. Desuden er pletterne beliggende inde på markfladen, som er

af marginal betydning som redested for vilde bier (Nichols et al. 2020).

Tilpasset dyrkningspraksis, herunder reduceret jordbearbejdning og

tilbagelægning/udlægning af plantemateriale på jordoverfladen, forøger mængden

af overfladelevende leddyr som f.eks. biller og edderkopper signifikant, og der ses bl.a.

flere fouragerende lærker i sådanne marker (Søby 2020).

Hvis man skal undgå, at lærkepletten har forbindelse til markens kørespor, vil

afstanden mellem køresporene være en begrænsning for lærkeplettens bredde.

Afstanden mellem køresporerne varierer fra bedrift til bedrift, men er ofte enten, 12, 15,

16, 24 eller 36 meter.

I praksis vil det ikke være muligt at friholde lærkepletterne 100 pct. fra sprøjtning og

kunstgødning på konventionelle bedrifter, med mindre der anlægges en bufferzone

(se afsnit 3.10), men bedrifter, der benytter det mest moderne udstyr, kan reducere

tilførslen af pesticider og kunstgødning til pletterne.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 3.9. Forventede effekter af virkemidlet ”lærkepletter” på biodiversiteten. Spændet i

værdier for de enkelt organismegrupper afspejler, at der er betydelig forskel mellem effekten

af virkemidlet, hvis det implementeres efter gældende praksis og hvis nedenfor anbefalede

praksis i forhold til biodiversitet anvendes.

Ved vurderingen er taget hensyn til, hvorvidt

virkemidlet leverer alle de nødvendige ressourcer for gennemførslen af hele livscyklus for de

vurdererede grupper af insekter,

Her angives udelukkende effekten på agerlandsfugle.

Jordbunds-

fauna

0-1

Vilde

planter

0-1

Vilde bier

(føde og

levesteder)

Insekter og

leddyr i

øvrigt

1-2

Fugle

Pattedyr

-1 til 3

Boks 6. Anbefalet implementering af virkemidlet ”lærkepletter” mht. biodiversitet.

Lærkepletter i kornmarker kan øge antallet af ynglende lærker i agerlandet, om end

virkemidlet ikke kan stå alene i forhold til at bremse den generelle tilbagegang for

sanglærker og andre agerlandsfugle.

Gavnlig effekt i forhold til antal ynglepar i marken ses i vinterkorn ved to pletter pr.

ha, hvor hver plet som minimum er 20 m

. Yderligere positiv effekt især hen på

sommeren opnås ved at anlægge ikke-såede spor parrallet med køresporene, men

uden kørselsaktivitet.

Det er afgørende for den gavnlige effekt på sanglærker og øvrig biodiversitet, at

pletterne friholdes for markaktivitet i hele sanglærkens yngleperiode, dvs. fra

begyndelsen af april til midt-august. Fravær af sprøjtemidler og gødskning øger den

gavnlige effekt.

Det er vigtigt, at lærkepletter placeres inde på dyrkningsfladen langt fra levende

hegn og større træer, der fungerer som udkigsposter for rov- og kragefugle. Derved

reduceres prædationen. Endvidere bør lærkepletter ikke placeres i forlængelse af

kørespor, da køresporene ofte benyttes af fouragerende rovdyr, især ræve. I øvrigt

giver lærkepletter placeret på et tørt solbeskinnet sted den bedste effekt.

Der kan med fordel placeres flere lærkepletter på marken; dog må det samlede

areal ifølge vejledningen ikke overstige 10 % af markarealet.

Driftsøkonomisk effekt

Lærkepletter i dyrkningsfladen erstatter potentiel gennemsnitlig landbrugsdrift og skal

derfor bære alternativomkostningen for tab af produktion (1) samt evt. et indirekte tab

ved et formindsket af harmoniareal (2) (se afsnit 2.2.3). Det giver en årlig omkostning

på 2.083 kr./ha.

Der er i forbindelse med landbrugsstøtten en maksimumsstørrelse på bare pletter i

marken på 100 m2 (LBST, 2020). Med de aktuelle regler kan det derfor få

støttemæssige konsekvenser, hvis en landmand anlægger (undlader at tilså naturligt

skabte) lærkepletter over 100 m

, mindre lærkepletter har dog også god effekt som

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

angivet ovenfor. Omkostningerne anført her er opgjort uden en beregning af evt. de

støttemæssige konsekvenser.

Lærkepletter kan skabes bevidst af landmanden ved et hæve såmaskinen i et areal,

men lærkepletter kan også opstå spontant, f.eks. efter angreb af agersnegle eller på

pletter hvor afgrøden er gået ud på grund af problemer med dræning mv. I mange

tilfælde vil landmænd have omkostninger (negativt DB II) ved at tilså sådanne relativt

små bare pletter i marken, for at sikre sig overholdelsen af reglen om at der ikke må

være bare pletter på mere end 100 m

. Det kan frygtes at aktuelle vejledning (LBST,

2020) kan blive fejlfortolket af landbrugere, reglen om de maksimalt 100 m

går på at

der ikke må være arealer over 100 m

hvor der ikke har været landbrugsaktivitet. Men

i vejledning står der at lærkepletter ikke må være over 100 m

og det vurderes let at

kunne blive fejlfortolket af landbrugerne, sådan at de vælger at tilså spontant

opståede lærkepletter der er mere en 100 m

også selv om de har opfyldt kravet om

landbrugsaktivitet på arealet. Maksimumskravet på 100 m

ved bare pletter i marken

kan således både være en økonomisk belastning for landbrugerne og til skade for

lærkerne, hvis der kunne have været flere bare pletter i markerne til gavn for

landbrugerens og samfundets økonomi og lærkerne. Ser man bort fra evt. sideeffekter

vil det bedste landmanden kan gøre i tilfælde af spontane pletter i marken, i mange

tilfælde være ingenting både for egen økonomi og lærkerne.

Med udgangspunkt i en driftsøkonomisk omkostning lærkepletter beregnet til 2.083

kr./ha, kan den tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostning beregnes ved at gange

den driftsøkonomiske omkostning med nettoafgiftsfaktoren på 1,28, hvorved den

velfærdsøkonomiske omkostning bliver 2.666 kr./ha vibelavning. Det bemærkes at når

lærkepletterne er naturligt opståede, og landbrugeren har en omkostninger til

eftersåning, så vil omkostningerne ved at opretholde lærkepletterne være lavere,

måske vil det endda være positivt for landbrugerens økonomi, at få lov til at

opretholde bare pletter af en vis størrelse over 100 m

3.7 Haregrønning og vildtstriber med græs

Vildtstriber er en samlebetegnelse for striber anlagt på eller langs kanten af

markfladen, der har til formål at gavne vildtet. Denne sektion dækker tilsåede

græsstriber, mens insektvolde, blomsterstriber, og barjordsstriber er dækket i

henholdsvis afsnit 3.1, 3.8 og 3.9. Vildtstriber kan fungere som levested for mange

insekter og smådyr, der ellers er trængt på markfladen (Bertelsen et al. 2015; LBST

2020).

Desuden beskrives virkemidlet ”Haregrønning” her, idet der ikke er gældende regler

for haregrønning, men den kan betragtes som en specialudgave af græsstriben, og de

biodiversitetsmæssige og økonomiske betragtninger er stort set identiske.

Nuværende regler og praksis

Der er ikke gældende regler for haregrønning, som i princippet kan anlægges hvor

som helst på marken. En haregrønning er et areal, hvor vegetationen ved græsning

eller slåning ifølge Ejrnæs et al. (u. år) holdes lav og med friske grønne skud gennem

hele sommeren, hvilket er tilladt på arealet, der er berritiget til grundbetaling. Som

navnet siger, er dette virkemiddel direkte fokuseret på at forbedre forholdene i

agerlandet for én art, nemlig hare. Mangel på egnet føde i sommerperioden er en

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

væsentlig årsag til dødelighed blandt harekillinger, men også kørsel med

landbrugsmaskiner og prædation er væsentlige faktorer (Jægerforbundet 2020).

Harekillinger lever af friske grønne skud af græs og urter.

For vildstriber med græs gælder følgende:

Placering: Vildt- og bivenlige tiltag må som udgangspunkt kun bruges på arealer i

omdrift, men kortslåede græsstriber kan dog betragtes som en alm. landbrugspraksis

og er derfor tilladt på arealer med permanente afgrøder og permanent græs.

Vildtstriber placeres langs pløjeretningen inde på eller langs kanten af marken. De kan

med fordel etableres langs andre lineære småbiotoper, som f.eks. insektvolde eller

levende hegn (LBST 2020d). Danmarks Jægerforbund anbefaler at vildtstriber

placeres solrigt (Søndergaard et al., 2019, Danmarks Jærgerforbund 2020b).

Omfang: Vildtstriber må ifølge gældende lovgivning maksimalt være 10 m brede og

optage op til 10 % af markfladen. Hvis en vildtstribe placeres langs andre vildt og bi-

venlige tiltag (barjordsstriber, insektvolde) må den samlede bredde ikke overgå 10 m

eller 10 % af markfladen (LBST, 2020a).

Varighed: Ifølge Bertelsen et al. (2015) kan vildtstriber med græs ligge i flere år.

Vildtstriber må ifølge gældende lovgivning ikke få permanent karakter, men der er

ikke krav om omlægning (LBST, 2020c, 2020d).

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Ved anlæg af flere vildt- og

bivenlige tiltag skal der være en afstand på mindst 10 meter mellem hvert tiltag. De

skal holdes i landbrugsmæssig stand egnet til afgræsning eller dyrkning, dvs. holdes fri

for opvækst af træer og buske. Vildt- og bivenlige tiltag har ingen gødningsnorm,

hvilket betyder, at gødskningen af marken skal reduceres i forhold til arealet af

tiltagene. Såning af græsset kan med fordel ske i starten af maj. Græsstriber bør

holdes kortslåede (slåning hver 3.-4. uge i vækstsæsonen) (Bertelsen et al. 2015).

Effekter på natur og biodiversitet

På grund af den ekstra strukturelle diversitet vil græsstriber og haregrønninger generelt

være gavnlige for insekterne. Desuden kan specialdesignede vildtstriber gavne

skadedyrs naturlige fjender og dermed nedsætte behovet for insekticider (f.eks. van

Rijn et al. 2008, Tschumi et al. 2014). For jordfaunaen vil græsstriber/haregrønning

være gavnlige pga. fraværet af jordbearbejdning og tilgængeligheden af organisk

materiale, specielt hvis virkemidlet får lov at ligge en årrække. Den øgede mængde af

insekter vil være til gavn for agerlandets småpattedyr og fugle, især agerlandsarter,

som gulspurv, lærke og bomlærke.

I græsstriber/haregrønning vil plantedækket være domineret af de forekommende

arter fra frøpuljen, af spildfrø fra de dyrkede arealer eller den artssammensætning, den

valgte græsblanding til etablering af græsstriben har. En nyetableret

græsstribe/haregrønning bliver derved artsrig, men vil efter gentagne slåninger være

domineret af få flerårige, vindbestøvede, ofte tuedannende græsser, mens antallet af

insektbestøvede planter er lavt (Wind og Berthelsen 2013), og dermed vil den næppe

gavne de vilde bier og andre bestøvere. Den lave græsvegetation vil gøre det lettere

for vildtet at færdes og desuden give redemuligheder for nogle fuglearter.

Arealet med ekstensivt drevet græsland/eng er væsentligt for tætheden af harer,

ligesom tilstedeværelsen af hegn også har positiv betydning (Zellweger-Fischer et al.

2014). Meichtry-Stier et al. (2014) angiver, at mindst 9 % af landbrugsarealet skal

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

udgøres af højkvalitets habitater, for at der ses en signifikant effekt på tætheden af

harer. Der er dog ikke tvivl om, at mindre arealer med egnet føde tiltrækker harer, som

det ses på fotos i bl.a. Ejrnæs et al. (u. år), men for at have en gavnlig effekt på

tætheden af harer kræves relativt store arealer. Arealet kan i princippet placeres hvor

som helst, men for at opnå en gavnlig effekt er det væsentligt, at haregrønningen

placeres tæt på de uforstyrrede områder, hvor harekillingerne sættes.

Som beskrevet har græs, der holdes kort og grønt en stor fødeværdi for harer, og det

gælder også andre af agerlandets småpattedyr. Slåning har imidlertid også store

negative konsekvenser, hvis der er harekillinger og fugleunger på arealet, ligesom

slåning fører til en mere artsfattig flora med kun få blomster (Strandberg et al. 2013b).

Desuden har både fugle og pattedyr brug for skjul i nærheden af deres fødekilder.

Dette kan opnås ved kun at slå en del af græsstriben/haregrønningen, f.eks. en bane

på langs af arealet, eller, hvis slåning af hele arealet er nødvendigt, at begrænset

slåningen til perioden uden for ynglesæsonen, dvs. før 1. april og efter 1. oktober.

Da vildt- og bivenlige tiltag ingen gødningsnorm har, er det forventeligt, at

landmanden i langt de fleste tilfælde vælger ikke at gøde dem. Dette vil dog ikke

have væsentlig effekt på biodiversiteten pga. den høje næringsstofindhold i

landbrugsjord. Der er ikke nogen specifik retningslinje mht. pesticidanvendelse i

faktaarket (LBST 2020a), men en udeladelse af sprøjtning af arealet med tiltaget vil

være til gavn for biodiversiteten.

Tabel 3.10. Forventede effekter af virkemidlet ”Græsstriber/haregrønning” på agerlandets

diversitet sammenlignet med mark i omdrift. Spændet i værdier for de enkelt

organismegrupper afspejler, at der er betydelig forskel mellem effekten af virkemidlet, hvis det

implementeres efter gældende praksis, og hvis nedenfor anbefalede praksis i forhold til

biodiversitet anvendes.

Jordbunds-

fauna

0-2

Vilde

planter

0-1

Vilde bier (føde og

levesteder)

Insekter og leddyr Fugle Pattedyr

i øvrigt

1-2

0-2

1-2

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Boks 7. Anbefalet implementering af haregrønning/græsstribe i forhold til biodiversitet.

Den hyppige slåning er kun nødvendig på en del af arealet, f.eks. 50 %, således at

vegetationen på græsstriben/grønningen både kan give føde og skjul.

Slåning af den øvrige del af arealet bør ske inden 1. april og efter 1. oktober af

hensyn til insekter samt ynglende fugle og småpattedyr.

Der bør være krav om, at der ikke må anvendes pesticider i haregrønning og

græsstriber.

I forhold til opnåelse af betydelig effekt på forekomsten af harer er primært arealets

størrelse og placering vigtigt. Virkemidlet bør placeres langs f.eks. levende hegn eller

vildtremise, hvor haren kan skjule sig, hvilket også vil gavne andre pattedyr og fugle.

Samlet set anbefales at græsstribe/grønning plus hegn og/eller vildtremiser udgør

omkring 9 % af arealet, hvis det skal have betydning for tætheden af harer.

En haregrønning kan have karakter af et vildtvenligt tiltag i en slåningsbrakmark,

hvor en stribe i brakmarken slås med en forøget frekvens i forhold til resten af

brakmarken. Folde med afgræssende dyr kan have funktion som haregrønninger,

forudsat græsningstrykket ikke er for højt.

Driftsøkonomisk effekt:

Hvis haregrønninger eller vildtstriber med græs anlægges på arealer hvor der

alternativt kunne foretages gennemsnitlig landbrugsdrift skal denne bære

alternativomkostningen på landbrugsarealer både for det direkte tab i produktionen

og indirekte ved tab af harmoniareal. Haregrønningen anlægges principielt ligesom

slåningsbrakken (se afsnit 3.2), men en del af den skal afpudses oftere.

En del af arealet skal holdes kortklippet, hvorfor den skal brakpudses hver 3-4 uge i

vækstsæsonen, hvilket i gennemsnit er 6 måneder fra maj-oktober hvilket svarer til 25

uger og ca. 7 pudsninger per år. Der tages udgangspunkt i at 50 % af arealet slås

hyppigt og 50 % af arealet kun slås en gang årligt. Omkostningen per hektar for

brakpudsnings på 300 kr./ha (Pedersen, 2020) og foretages 6 gange mere end ved en

slåningsbrakmark med årligt aktivitet, men kun på halvdelen af arealet defineret som

en græsstribe/grønning. Dette medfører en årlig ekstraudgift på (300*6*0,5=) 900

kr./ha i forhold til en slåningsbrakmark (1). Bemærk at der kun er ekstra aktivitet på 50

% af arealet defineret som haregrønning.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 3.11. Driftsøkonomiske omkostninger forbundet med haregrønninger og vildtstriber med

græs. Kr./ha/år.

År

…

Årlige omkostninger ved slåningsbrak

med årlig aktivitet (afsnit 4.1.2)

-3.100

-2.800

-2.600

-2.500

Ekstra slånings-

omkostninger (1)

-900

Årlige

omkostninger

-4.000

-3.700

-3.500

-3.400

Afgræsning er ofte en omkostningsfuld aktivitet isoleret set (Pedersen, 2020), så

afgræsning alene med det formål at skabe haregrønninger eller vildtstriber med græs

anses ikke for relevant. Når afgræsning alligevel foregår vil det dog ofte medfører at

der skabes haregrønninger som sidegevinst.

Haregrønning

-500

Årlig omkostning (kr./ha)

-1.000

-1.500

-2.000

-2.500

-3.000

-3.500

-4.000

-4.500

Levetid (år)

Figur 3.4. Sammenhængen mellem levetiden på virkemidlet og den årlige omkostning i kr./ha.

Den årlige driftsøkonomiske omkostning for en 10 årig haregrønninger/græsstriber er

beregnet til 3.385 kr./ha/år. Den tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostning

beregnes ved at gange den driftsøkonomiske omkostning med nettoafgiftsfaktoren på

1,28, hvorved den velfærdsøkonomiske omkostning bliver 4.333 kr./ha/år

haregrønninger/græsstriber.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Foto 2. Blomsterstribe. Foto: J.S. Schou

3.8 Blomsterstriber

Nuværende regler og praksis

Vildtstriber er en samlebetegnelse for striber anlagt på eller langs kanten af

markfladen, der primært har til formål at gavne vildtet. Denne sektion dækker tilsåede

blomsterstriber, mens græsstriber, insektvolde og barjordsstriber er dækket i

henholdsvis afsnit 3.1, 7 og 3.9. Hensigten med blomsterstriber er at give

fourageringsmuligheder for bestøvende insekter, samt frø og insekter til fugle og små

pattedyr. Vildtstriber kan fungere som levested for mange insekter og smådyr, der

ellers er trængt på markfladen (Bertelsen et al. 2015; LBST 2020d).

Placering: Blomsterstriber må kun anlægges på arealer i omdrift. Striberne placeres

langs pløjeretningen inde på eller langs kanten af marken. De kan med fordel

etableres langs andre lineære elementer eller småbiotoper, som f.eks. insektvolde eller

levende hegn (LBST 2020d). Danmarks Jægerforbund anbefaler, at vildtstriber

placeres solrigt (Søndergaard et al., 2019).

Omfang: Vildtstriber, herunder blomsterstriber, må ifølge gældende lovgivning

maksimalt være 10 m brede og optage 10 % af markfladen. Hvis en vildtstribe

placeres langs andre vildt- og bivenlige tiltag (barjordsstriber, insektvolde), må den

samlede bredde ikke overgå 10 m eller 10 % af markfladen (LBST 2020d).

Varighed: Vildtstriber, inkl. blomsterstriber, må ifølge gældende lovgivning ikke få

permanent karakter og skal derfor holdes fri for vedplanter. Der er dog ikke krav om

omlægning (LBST, 2020d, 2020c).

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Ved anlæg af flere vildt- og

bivenlige tiltag skal der være en afstand på mindst 10 meter mellem hvert tiltag. Vildt-

og bivenlige tiltag har ingen gødningsnorm, hvilket betyder, at gødskningen af marken

skal reduceres i forhold til arealet af tiltagene. Såning kan med fordel ske i starten af

maj. Blomsterblandinger skal sås i overfladen af jorden og med lav plantetæthed.

Efter etablering skal blomsterstriber ikke plejes yderligere (Bertelsen et al. 2015).

Effekter på natur og biodiversitet

På grund af den ekstra strukturelle diversitet vil vildstriber generelt være gavnlige for

insekterne. Desuden kan specialdesignede vildtstriber gavne skadedyrs naturlige

fjender og dermed nedsætte behovet for insekticider (f.eks. van Rijn et al. 2008,

Tschumi et al. 2014).

Fraværet af jordbearbejdning og tilgængeligheden af organisk materiale vil gavne

jordbundsfaunaen, og den øgede mængde af insekter vil være til gavn for

agerlandets fugle og småpattedyr.

Blomsterstriber vil være domineret af de udsåede arter samt arter fra den eksisterende

frøpulje og fra spildfrø. Da blomsterstriberne som udgangspunkt ikke slås, vil de

blomstrende arter bedre kunne trives her end i f.eks. græsstriber og slåningsbrak, men

med tiden vil mere konkurrencestærke arter tage over. Ifølge Bertelsen et al. (2015) vil

vildtstriber med blomsterblandinger erfaringsmæssigt gro til i kvik og andre græsser

efter ca. 2 år og derefter kræve omlægning, men ved udsåning af mange både en-

og flerårige arter på mager jord kan en rimelig dækning med blomsterplanter

forventes opretholdt et par år mere, evt. suppleret af en let isåning af nye frø ved

starten af det tredje år.

Som for blomster- og bestøverbrak (afsnit 3.3 og 3.4) gælder, at valget af plantearter

er vigtigt for effekten på de bestøvende insekter. Den almindelige bestøverfauna vil

nyde godt af blomsterstriben, hvis der bliver flere blomster til rådighed igennem hele

deres aktive periode, men hvis man vil gavne en større diversitet af insekter og de

sjældnere arter, kræver det en nøje udvælgelse af plantearterne (Wood et al. 2017,

Burkle et al. 2020). Varigheden af blomsterstriben vil ligeledes have betydning for

effekten på bestøverne, og som for bestøver- og blomsterbrak er det vigtigt at undgå

økologiske fælder ved valg af plantearter. Afhængigt af de tilstedeværende

plantearter kan blomsterstriben give frø til agerlandets fugle og småpattedyr.

Da vildt- og bivenlige tiltag ingen gødningsnorm har, er det forventeligt, at

landmanden i langt de fleste tilfælde vælger ikke at gøde dem. Dette vil dog ikke

have væsentlig effekt på biodiversiteten pga. den høje næringsstofindhold i

landbrugsjord. Der er ikke nogen specifik retningslinje mht. pesticidanvendelse i

faktaarket (LBST 2020a), men en udeladelse af sprøjtning af arealet med tiltaget vil

være til gavn for biodiversiteten.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 3.12. Forventede effekter af virkemidlet ”Blomsterstriber” på agerlandets diversitet

sammenlignet med mark i omdrift. Effekten afhænger af de udsåede og fremspirede

plantearter samt af blomsterstribens varighed, og spændet i værdier for de enkelt

organismegrupper afspejler, at der er betydelig forskel mellem effekten af virkemidlet, hvis det

implementeres efter gældende praksis, og hvis nedenfor anbefalede praksis i forhold til

biodiversitet anvendes. *) jf. afsnit 2.1.2.

Jordbunds-

fauna

0-2

Vilde

planter

0-2

Vilde bier (føde

og levesteder)

0-2*

Insekter og

leddyr i øvrigt

-1 til 2

Fugle

0-2

Pattedyr

0-2

Boks 8. Anbefalet implementering af virkemidlet ”Blomsterstriber” mht. biodiversitet.

Der bør udsås en blanding af en- og flerårige arter, hvis blomstring dækker hele

bestøversæsonen.

Ligesom for bestøver- og blomsterbrak bør der være en liste med anbefalede arter,

hvoraf der skal vælges mindst 10 og listen bør tilføjes information om jordbund samt

øvrige tilknyttede insektarter (for at undgå økologiske fælder).

Blomsterstriberne vil give bedst effekt på biodiversiteten, hvis de får lov at ligge

uomlagte så længe som muligt, under forudsætning af bibeholdelse af en høj

dækning af blomstrende arter.

Omlægning bør ske før 1. marts eller efter 1. oktober.

Der bør være krav om, at blomsterstriber ikke må behandles med pesticider.

Nuværende praksis med ikke at slå blomsterstriberne skal opretholdes, evt. med

mulighed for slæt om vinteren (efter 1. oktober og før 1. marts).

Driftsøkonomisk effekt

Vildstriber med blomster der placeres i dyrkningsfladen pådrager sig en omkostning af

en potentiel gennemsnitlig alternativ landbrugsproduktion (1) og evt. et tab i

harmoniarealet (2) (Tabel

3.13).

Ved anlæg af vildtstriber forudsættes jorden pløjet (3)

jordbearbejdet og tilsået (4). Udsæden til vildstriber med blomster vurderes at koste

627 kr. for en specialudsædsblanding (5) (se afsnit ovenfor).

Tabel 3.13. Driftsøkonomiske omkostninger forbundet med vildtstribe med blomster. Kr./ha/år.

Årlige omkostninger ved blomsterstriber afhængig af levetid

År Jordrent Harmoniare Pløjning Jordbearbejdnin Udsæ

(3)

g og såning (4) d

(1)

(2)

(5)

-1.900

-200

-700

-400

-600

-1.900

-200

-1.900

-200

-1.900

-200

Årlig

omkostning

(6)

-3.900

-3.000

-2.700

-2.600

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Omkostningerne til blomsterstriber er således i udgangspunktet sammenfaldende

med omkostningerne ved blomsterbrak. Dog kan den mindre udbredelse medføre lidt

højere omkostninger i praksis. Hvis der kan sås tyndt direkte i en stubmark, vil

omkostningerne kunne være lavere, mens landbrugeren muligvis vil have forøget

risiko for ikke at opfylde mulige kriterier for plantedække.

Den årlige driftsøkonomiske omkostning for 2 årige blomsterstriber er beregnet til

3.025 kr./ha/år blomsterstriber. Den tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostning

beregnes ved at gange den driftsøkonomiske omkostning med nettoafgiftsfaktoren på

1,28, hvorved den velfærdsøkonomiske omkostning bliver 3.872 kr./ha/år

blomsterstriber.

3.9 Barjordsstribe

Nuværende regler og praksis

En barjordsstribe er et stykke land, der holdes fri for vegetation. Barjordsstriber indgår i

de vildt- og bivenlige tiltag. Hensigten med barjordsstriben er at give fuglevildt og

unger af både hare og hjortevildt mulighed for at få varme og tørre i solen. Fuglevildtet

kan yderligere få mulighed for at sandbade og fouragere på insekter, og

barjordsstriberne kan desuden fungere som spredningsveje for fugle og små pattedyr

(Bertelsen et al. 2015; LBST 2020).

Placering: Barjordsstriber placeres langs markkanter og gerne langs en kantbiotop,

f.eks. et levende hegn eller i lovlig afstand fra en bæk (Bertelsen et al. 2015).

Barjordsstriber kan også placeres inde på markfladen, såfremt den ligger langs en

vildtstribe eller en insektvold. Det gælder generelt, at en barjordstribe aldrig må

placeres under 5 m fra vand (søer, åer eller kyst) eller fra fortidsminder (LBST, 2020c).

Det anbefales af Danmarks Jægerforbund at barjordsstriber placeres solrigt

(Søndergaard et al., 2019).

Omfang: Barjordstriber må efter de nuværende regler maksimalt være 3 m i bredden

og må ikke overgå 10 % af markens samlede areal (LBST, 2020c).

Varighed: Under gældende lovgivning må barjordstriber ikke få permanent karakter

(LBST, 2020c).

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Ved anlæg af flere vildt- og

bivenlige tiltag skal der være en afstand på mindst 10 meter mellem hvert tiltag. De

skal holdes i landbrugsmæssig stand egnet til afgræsning eller dyrkning, dvs. holdes fri

for opvækst af træer og buske. Vildt- og bivenlige tiltag har ingen gødningsnorm,

hvilket betyder, at gødskningen af marken skal reduceres i forhold til arealet af

tiltagene. Striben kultiveres med fræser eller harve i 10-15 cm dybde i maj og igen i

august. Der må gerne være naturlig fremspiring fra jordens egen frøpulje (Bertelsen et

al. 2015). The Royal Society for the Protection of Birds (RSPB, 2020) foreslår at foretage

første kultivering baseret på spiringstidspunktet for naturlige agerlandsplanter i

området.

Effekter på natur og biodiversitet

Planteartssammensætningen i de undersøgte barjordsstriber vil blive domineret af de

hjemmehørende arter i frøpuljen, og af de arter, der voksede på arealet, inden det

blev udlagt til barjordstribe, og der vil derfor være store variationer i antallet af

plantearter, men som oftest vil det være ret lavt (Wind & Berthelsen 2013). I en toårig

undersøgelse fandt Wind & Berthelsen (2013) 0-24 plantearter i de etablerede

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

barjordsstriber - flest 1-årige med opret vækst, og de fleste var vindbestøvede, men

der var også flere biplanter. Når tiltaget samtidig indgik i kombination med andre

tiltag, f.eks. en insektvold eller en græsstribe, og blev placeret enten midt i marken

eller i randzonen langs andre naturelementer som levende hegn eller skovbryn, blev

funktionaliteten forstærket. I enkelte tilfælde betød mangel på pleje kombineret med

jordbundens høje næringsindhold, at vegetationsdækket havde nået en

uhensigtsmæssig højde og tæthed, hvilket kan være en årsag til, at problemarten

almindelig kvik blev registreret hyppigt.

Oddershede et al. (2017) undersøgte effekten af vildtvenlige tiltag i 150

agerlandsbiotoper på planter, svampe og leddyr. De fandt, at det økologiske rum blev

udvidet mest ved permanente tiltag, men også kortvarige tiltag (en eller få

dyrkningssæsoner) havde en effekt. Bar jord var den vigtigste parameter i denne

udvidelse, som primært kom til udtryk i sammensætningen af floraen. Den største

effekt af barjordsstriber sås, hvis barjordstriben lå i kanten af marken, i forbindelse med

udyrkede arealer. Selvom barjordsstriben gav plads til blomstrende, hjemmehørende

plantearter, var dette primært til gavn for almindelige arter af bestøvende insekter.

Forfatterne konkluderer dog også, at den mest omkostnings-effektive måde at opnå

arealer med bar jord er ved at udnytte de bare pletter, der ofte opstår af sig selv pga.

enten tørke eller oversvømmelse i dele af marken og ikke kræver gentagne

jordbearbejdninger for at forblive bar eller tyndt bevokset (se lærkepletter (3.6) og

vibelavninger (3.5)). Dette vil også være optimalt for jordbundsfaunaen og de

overfladelevende insekter, som trives bedst uden jordbearbejdning (Holland and

Reynolds 2003, Thorbek and Bilde 2004, Briones and Schmidt 2017), ligesom

jordbearbejdning i ynglesæsonen vil være fatalt for ynglesuccessen for nogle fugle

(f.eks. Stanton et al. 2018). Omvendt vil agerlandets fugle have gavn af

barjordselemener til spredning og fødesøgning, hvis de har en lineær form. Som også

Wind og Berthelsen (2013) så, resulterer barjordsstriber primært i en vegetation

domineret af de arter, der i forvejen vokser på marken, og på god landbrugsjord bliver

plantedækket nogle gange uhensigtsmæssigt højt og tæt, domineret af

konkurrencestærke arter, som i tillæg ofte er problematiske for landbruget.

Dicks et al. (2015) undersøgte, hvilke tilgængelige tiltag der kunne understøtte en

rigere bestøverfauna. Disse inkluderer pletter med bar jord, som giver plads til

redesteder for insekterne. Et forsøg med etablering af bar jord ved hhv. nedvisning og

afskrabning af vegetationen viste, at afskrabning gav markant flere reder med

solitære bier i jorden end barjordsstriber med jordbearbejdning (Nichols et al. 2020).

Som for de fleste andre tiltag er pletter med bar jord mest effektive, hvis de bliver

permanente. Vejkanter i landbrugsområder indeholder ofte partier med bar jord, som

med tiden kan blive levesteder for sjældne planter og insekter (Heneberg et al. 2017).

Som virkemidlet administreres pt, er der imidlertid tale om ikke-permanente arealer.

Odderskær et al (1997) fandt flere lærker i køresporene end i de omgivende

kornmarker, selvom der var færre byttedyr i køresporene, og konkluderede, at det

formentlig skyldtes, at det er lettere for dem at færdes der. Dette understøttes af, at

Baker ad Brooks (1981) og Bechard (1982) viste, at habitater med høj tæthed af

byttedyr ikke altid er gode fourageringssteder, fordi tilgængeligheden af byttedyrene

mindskes af f.eks. tæt vegetation. Tilsvarende fandt Schläpfer (1988) og Daunicht

(1992), at tæt, høj vegetation ikke er egnet til placering af lærkereder.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 3.14. Forventede effekter af virkemidlet ”Barjordsstribe” på biodiversiteten under

antagelse af, at virkemidlet etableres på markfladen og ikke er permanent. Effekten

afhænger meget af, i hvor høj grad der udføres jordbearbejdning, idet minimal

jordbearbejdning giver den bedste effekt og spændet i værdier for de enkelt

organismegrupper afspejler, at der er betydelig forskel mellem effekten af virkemidlet, hvis det

implementeres efter gældende praksis, og hvis nedenfor anbefalede praksis i forhold til

biodiversitet anvendes. *) jf. afsnit 2.1.2.

Jordbunds-

fauna

-1 til 1

Vilde

planter

0-1

Vilde bier (føde

og levesteder)

0-1*

Insekter og

leddyr i øvrigt

-1 til 1

Fugle

-1 til 2

Pattedyr

0-1

Boks 9. Anbefalet implementering af virkemidlet ”Barjordsstriber” mht. biodiversitet.

Områderne med bar jord skal ikke nødvendigvis anlægges i striber. Jorden behøver

desuden ikke være helt fri for plantevækst, hvis denne blot er tynd og lav, så

jordoverfladen er soleksponeret og tilgængelig.

Der bør være krav om, at der ikke anvendes pesticider i barjordsstriberne.

Ved anlæg på dele af marken, der i forvejen er tyndt bevokset (f.eks. ved anlæg på

tørre, ufrugtbare dele af marken), kan behovet for jordbearbejdning minimeres,

hvilket vil gavne biodiversiteten. Dette vil formentlig være lettest at udføre på

sandede jorder.

Ideelt set bør barjordsstriber kun jordbearbejdes uden for fuglenes ynglesæson, dvs.

inden 1. marts og efter 1. oktober, gerne i forbindelse med øvrige

jordbearbejdninger i marken.

Kombination med andre virkemidler (insektvold, vildtstribe) vil øge den

biodiversitetsmæssige effekt af bar jord, fordi der så også vil være føde og ly.

Tilsvarende vil nærhed til læhegn, skovbryn eller småbeplantninger give ly for fugle

og pattedyr.

Permanent anlæg/udtag af jord til barjordstriber eller –pletter vil øge værdien for

dele af biodiversiteten.

Den nøjagtige bredde er ikke vigtig for biodiversitetseffekten og kan med fordel

tilpasses de forhåndenværende redskaber.

Driftsøkonomisk effekt

Barjordsstriber der etableres hvor der alternativt set ville være gennemsnitlig

landbrugsaktivitet pådrager sig omkostningen herved. Både fra produktionen fra

arealet (1) og evt. tabet af harmoniareal (2).

For at etablere og fastholde en barjordsstribe vurderes det ovenfor at to årlige

ukrudtsharvninger vil være tilstrækkelig, med en gennemsnitlig pris på 155 kr./ha (3)

(se ovenfor) betyder dette, at der årligt skal bruges 310 kr./ha på ukrudtsharvning ved

opretholdelsen af barjordsstriben.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Det anbefales ud fra en økonomisk / praktisk synsvinkel, at kravet til

maksimumsbredden af barjordsstriben slækkes sådan at bredden bedre favner

normale arbejdsbreder på harver. Hvis landbrugeren kan harve en barjordsstribe i det

tidlige forår i forbindelse med forberedelsen af såbeddet til vårafgrøderne og igen

harve barjordsstribe i forbindelse med en stubharvning af andre marker efter høst i

august / september, vurderes det at der vil komme flere barjordsstriber end hvis

landbrugere skal have specielle redskaber der har den rette maksimums

arbejdsbredde og foretage harvningen i forbindelse med særlige arbejdsgange,

fremfor en så integreret del af det af det almindelige markarbejde som muligt.

Tabel 3.15. Driftsøkonomiske omkostninger forbundet med barjordsstribe. Kr./ha/år.

År

Jordrente

(1)

-1.900

Harmoniareal

(2)

-200

Ukrudtsharvning

(3)

-300

Årlig omkostning

(4)

-2.400

For barjordsstriber er der ikke nogen varighedsbegrænsning, men fordi virkemidlet er

ens i alle år kan den årlige omkostning for år et bruges til, at beskrive alle fremtidige år.

Derfor er den årlige omkostning for barjordsstriber i dyrkningsfladen -2.393 kr./ha.

Den tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostning beregnes ved at gange den

driftsøkonomiske omkostning med nettoafgiftsfaktoren på 1,28, hvorved den

velfærdsøkonomiske omkostning bliver 3.063 kr./ha/år barjordsstribe.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Landbrugernes holdning til insektvolde, blomsterstriber, barjordstriber

el.lign.

Anlagte vildtstriber af forskellig slags er mindre omkostningstunge og mindre

permanente i karakter end f.eks. vandhuller eller skovrejsning. Den relativt lave

omkostning afspejles ved, at 34 % af de adspurgte landbrugere har svaret, at de

hverken er enige eller uenige i, at anlægsomkostningerne er for høje til anlæg af

vildtstriber. Øget tilskud dertil vil i nogen grad øge forekomsten af vildtstriber. Den

generelle hindring set fra landbrugernes perspektiv ser ud til at ligge ved øget

arbejdstid med administration og registreringer af tiltag og manglende viden om

muligheder. Det er værd at bemærke ligheden i svarfordeling mellem disse to

spørgsmål, hvilket kunne betyde, at der findes en fælles bagvedliggende grund. Dette

kræver dog yderligere undersøgelser at finde en sådan grund.

Figur 3.5. Insektvolde, blomster- og barjordsstriber (resultater fra spørgeskemaundersøgelsen).

3.10 Bufferzoner uden pesticid- og gødningstilførsel

Mange af de øvrige beskrevne virkemidler på og ved siden af markfladen vil kunne

have gavn af, at en gødnings- og pesticidfri bufferzone placeres mellem marken og

virkemidlet, idet påvirkningen fra pesticider og gødning ofte vil være hæmmende for

positive effekter på biodiversiteten. Sprøjtefrie (men ikke gødningsfrie) bufferzoner er

et krav i forbindelse med anvendelse af visse pesticider langs vandløb, § 3-områder

mv. (Miljø- og Fødevareministeriet 2018), men derudover er der ingen eksisterende

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

regler for etablering af bufferzoner. Nedenstående omhandler bufferzoner til

beskyttelse af virkemidler og småbiotoper, som ikke er omfattet af de nuværende

regler om bufferzoner. Andre usprøjtede og ugødede linjeformede virkemidler, som

placeres langs biodiversitetsvirkemidler og småbiotoper, vil have en tilsvarende

beskyttende effekt; det kunne f.eks. være MFO-bræmmer.

Effekter af bufferzoner på natur og biodiversitet i nabohabitater

Bufferzonen kan med fordel placeres langs virkemidler og småbiotoper, som vil have

gavn af en reduceret gødnings- og pesticidpåvirkning. I det følgende beskrives

biodiversitetseffekterne i selve bufferzonen.

Idet udbragt gødning, hvad enten der er tale om kunstgødning eller organisk gødning,

som udgangspunkt består af større partikler, vil afsætningen meget hurtigt reduceres

med en øget bredde af bufferzonen. Dette gælder selvsagt ikke luftbåren ammoniak

og lignende, som stort set kun kan reduceres ved at reducere selve udledningen. For

pesticider afhænger afdriften af det anvendte sprøjteudstyr, som bestemmer tryk og

dråbestørrelse (f.eks. Løfstrøm et al. 2013). Bredden af bufferzonen er bestemmende

for afdriften af de større dråber i sprøjtetågen, mens de helt små dråber kan flyve

meget langt. For høj vegetation som f.eks. læhegn og skovkanter vil effekten af en

sprøjtefri bufferzone være mindre end for lav vegetation, idet læhegn mv. i højere

grad eksponeres for de små dråber (Løfstrøm et al. 2013). For denne type vegetation

vil valg af afdriftreducerende sprøjteudstyr have en langt større effekt. Undersøgelser

ad effekten af sprøjtemiddelafdrift på ikke-målplanter viser, at der i nogle tilfælde vil

være tydelige effekter ved meget små herbiciddoser. F.eks. så Gove et al. (2007)

effekter af glyphosat på nogle arter ved en eksponering på 1 % af markdosis, og i et

felteksperiment med en maksimal dosis på 2,8 % af markdosis var der effekter på

blomstringen af flere arter (Strandberg et al. 2019). Den præcise bredde af

bufferzonen kan tilpasses landmandens maskinpark, men ønsker man at reducere

pesticidafdriften til niveauer, som med stor sandsynlighed ikke påvirker den (semi-)

naturlige nabohabitat, og læner man sig op ad de undersøgelser (Ganzelmeier et al.

1995, Rautman et al. 2001), som de nuværende danske regler for vandløb og § 3-

natur (Miljø- og Fødevareministeriet 2018) baserer sig på, bør bredden af en

bufferzone ikke være mindre end 20 m, hvis landmanden anvender gammeldags

sprøjteudstyr, som ikke reducerer sprøjtemiddel-afdriften, mens bredden kan

reduceres til min. 10, 5 eller 2 m, hvis der anvendes udstyr, som reducerer afdriften

med hhv. 50, 75 eller 90 %.

Effekter på natur og biodiversitet af selve bufferzonen

I selve bufferzonen vil effekten på biodiversiteten af udeladelse af gødskning være

meget begrænset, idet jorden vil være næringsrig i mange år efter ophør af gødskning

(Walker et al. 2004, Ejrnæs & Nygaard 2011). Bufferzoner kan begrænse

kvælstofbelastningen af vandløb (Eriksen et al. 2020).

Da jordbearbejdningen bibeholdes, vil der ikke være væsentlige forbedringer for

jordfaunaen og de øvrige leddyr. Den reducerede herbicidpåvirkning kan give

fremvækst af vilde planter og dermed lidt mere føde til de bestøvende insekter samt

føde og levesteder til agerlandets fugle og pattedyr. Tilsvarende vil produktionen af frø

gavne frøspisende insekter, fugle og pattedyr (Ejrnæs et al., 2014). Endvidere vil en

reduktion af herbicidbelastningen ofte øge blomstringen af de tilstedeværende

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

plantearter i de tilgrænsende habitater (Strandberg et al. 2019, 2013b, Boutin et al.

2014). En reduktion i insekticidpåvirkningen vil tilsvarende gavne insekterne direkte,

med afledte positive effekter på fugle og nogle småpattedyr. Som beskrevet ovenfor

vil reduktion i sprøjtemiddelpåvirkning i bufferzonen afhænge meget af det anvendte

sprøjteudstyr.

Tabel 3.16. Vurdering af effekten af selve virkemidlet ” Bufferzoner uden pesticid- og

gødningstilførsel” på natur og biodiversitet i selve bufferzonen ved etablering på mark i

omdrift. idet der tages hensyn til, hvorvidt virkemidlet leverer alle de nødvendige ressourcer for

gennemførslen af hele livscyklus for de vurdererede grupper af insekter. Den største

biodiversitetsmæssige effekt forventes imidlertid på de tilstødende småbiotoper, som

bufferzonen skal beskytte mod påvirkninger fra gødning og sprøjtemidler. *) jf. afsnit 2.1.2.

Jordbunds- Vilde

fauna

planter

Vilde bier (føde

og levesteder)

0-1*

Insekter og

leddyr i øvrigt

0-1

Fugle

0-1

Pattedyr

0-1

Boks 10. Anbefalet implementering af virkemidlet ”Bufferzoner uden gødnings- og

pesticidtilførsel” mht. biodiversitet.

Bufferzonen implementeres hovedsageligt for at beskytte biodiversitetstiltag på

dyrkningsfladen samt habitater i umiddelbar nærhed af denne mod uønskede

effekter af gødskning og pesticidanvendelse.

Bufferzonen dyrkes som den øvrige mark, men der må ikke tilføres gødning eller

pesticid til bufferzonen. Vegetationen vil således ikke have permanent karakter,

men selve bufferzonen bør anlægges som et permanent eller længerevarende

tiltag.

Bredden af bufferzonen bør tilpasses det sprøjteudstyr, der anvendes på den øvrige

mark, eller etableres ved at forskyde sprøjtespor fra kanten indad i marken. Ved

anvendelse af udstyr, der ikke reducerer afdriften, bør bufferzonen være min. 20 m

bred, mens der ved 50 % reduktion kan anvendes en bufferzone på 10 m, ved 75 %

reduktion 5 m og ved 90 % reduktion 2 m.

Driftsøkonomisk effekt

En gødnings og sprøjtefri bufferzone vil have omkostninger for landbrugeren i form af

et lavere udbytte i afgrøden delvist kompenseret af en besparelse på omkostninger til

gødskning og sprøjtning. I modsætning til økologisk drift vil afgrøderne på disse arealer

ikke oppebære en højere pris i markedet, idet de vil blive høstet sammen med

konventionelle afgrøder.

Virkemidlet her går på et punkt længere end økologi i og med at der er tale om en

ordning, hvor der ikke er nogen gødningskvote på arealet i ordningen. Landbrugerne

vil dog nok have et vist incitament til at gødske arealet lidt og det kan i praksis både

være svært at undgå og kontrollere. Reduktionen i gødningskvoten kan dog relativt let

administreres, selv om arealet vil få, i det mindste en randpåvirkning af gødning fra

tilstødende konventionelt dyrkede arealer.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Omkostningerne vil ligge et sted mellem niveauet nævnt for pesticidfri dyrkning med

40 pct. reduktion i N kvoten (en N kvote på 60 pct. af den der ellers gælder) i

Jacobsen (2019) på 1.200 til 2.000 kr./ha og niveauet for økologisk arealstøtte under

omlægning der er 2.570 kr./ha med de aktuelle tilskudssatser (870 kr./ha i basisstøtte,

500 kr./ha i tilskud for reduceret N og 1.200 kr./ha).

De 1.200 – 2.000 kr./ha i Jacobsen (2019) kan ses som et estimat i underkanten, fordi

der her er tale om fuldkommen ophør med gødskning, mod 40 pct. reduktion i

Jacobsen (2019). Den økologiske arealstøtte under omlægning kan omvendt ses som

et overkantsestimat, idet der er flere restriktioner på økologisk landbrug, der gælder

hele bedrifter, mens der her er tale om mere selektive arealer. Endvidere er der

indregnet transaktionsomkostninger i den økologiske omlægningsstøtte som ikke

vurderes relevante ved dette virkemiddel.

En evt. kompensation for omkostningerne ved gødnings- og sprøjtefrie bræmmer

burde ikke være højere end alternativomkostningen ved arealet inkl. værdien af

harmoniarealet på 2.083kr./ha.

Hvis man f.eks. lavede en ordning med en tilskudssats på ((1200+2000)/2)= 1.600 kr. til

((1600+2083)/2)

≈

1.800 kr./ha bræmme, ville der formenligt være en del arealer,

hvor sådanne bræmmer ville blive udlagt i frivillig ordning, evt. som et eco-scheme

under den kommende CAP. En sådan ordning kunne evt. ekskludere græsafgrøder,

idet der typisk ikke vil være samme niveau af sprøjtning og derfor ikke samme effekt

og kompensationsbehov.

Den tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostning beregnes ved at gange den

driftsøkonomiske omkostning (1.600 til 1.800 kr./ha) med nettoafgiftsfaktoren på 1,28,

hvorved den velfærdsøkonomiske omkostning bliver 2.048 til 2.304 kr./år/ha

bræmme.

3.11 Vandhuller og andre små vådområder

Ved vandhuller og små vådområder forstås i denne sammenhæng ferske vådområder

med permanent vandspejl under normale vejrforhold. Vandhuller og andre små

vådområder kan give plads til padder, hvoraf en del er truede, og samtidig skaber

vandhuller strukturel diversitet til gavn for mange organismegrupper. Nedenstående

adresserer ikke vådområder i relation til vandmiljølovgivningen og lignende, men

forholder sig udelukkende til vandhuller som et virkemiddel til at øge biodiversiteten.

Nuværende regler og praksis

Placering: Der ydes ikke tilskud til etablering af vådområder på naturtyper beskyttet

efter naturbeskyttelsesloven § 3 (f.eks. moser, ferske enge, strandenge), til vandhuller i

have, til fiskesøer eller til oprensning og udvidelser af eksisterende vandhuller

(Naturstyrelsen 2020b).

Omfang: Der ydes kun tilskud til etablering af vådområder med mindst 600 m

vandspejl under normale vejrforhold. Der kan søges om max 5 vådområder pr.

ejendom pr. år.

Varighed: Ifølge naturbeskyttelsesloven må der ikke foretages ændringer i tilstanden

af naturlige vandhuller og søer med et areal større end 100 m

. Når der efter

etableringen af et vandhul har indfundet sig et naturligt plante- og dyreliv, vil

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

vådområdet være beskyttet efter naturbeskyttelseslovens § 3. Dvs. det ikke må fyldes

op igen eller udvides uden tilladelse. Søer, der er beskyttet efter

Naturbeskyttelsesloven og har en størrelse på op til 2.000 m

, er samtidig omfattet af et

vedligeholdelses- og fastholdelseskrav, såfremt de opfylder GLM-kravene (God

Landbrugs- og Miljømæssig stand).

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Der skal udlægges en 9 meter

bred udyrket zone omkring vådområdet (målt fra højeste vandstand). Der må ikke

plantes buske og træer i denne zone. Der må ikke fodres i vandet, eller nærmere end

9 meter fra højeste vandstand i vådområdet. Der må ikke udsættes fisk eller ænder i

vådområdet (Naturstyrelsen 2020b).

Effekter på natur og biodiversitet

Da virkemidlet introducerer øget strukturel diversitet i form af både vand og udyrket

randzone, forventes en positiv effekt på de fleste elementer af biodiversiteten. Der vil

være habitater for flere plantearter, og mange insektarter vil kunne nyde godt af såvel

den øgede plantediversitet som den øgede habitatdiversitet. Også fugle og pattedyr

vil kunne finde flere habitatmuligheder og mere føde. Desuden vil der blive plads til

padder og fisk.

I de fleste tilfælde synes den naturlige flora og fauna hurtigt at indfinde sig, men

indvandringen til søer og vandhuller med lang afstand til andre

vandhuller/søer/vådområder kan være forsinket. Der er udgivet en række

vejledninger i etablering og pleje af vandhuller. Ud over de organismer, som

vandhuller og vådområder er rettet imod, vil såvel vandfasen som bredzonen med

svingende vandpåvirkning og den udyrkede zone omkring anlægget give plads til

flere plantearter (Søndergaard et al. 2002).

Små vådområder med åben vandflade varierer betydeligt mht. diversiteten af planter

både på kanter, bræmmer og i vandet (Eriksen et al. 2020). Generelt etableres en

forholdsvis artsfattig vegetation af næringstolerante arter som f.eks. tagrør,

dunhammer og manna-sødgræs. I visse vådområder etableres dog en betydelig mere

artsrig flora med 15-20 arter/m

, og faunadiversiteten er i vid udstrækning relateret til

plantediversiteten (Strandberg, 2017). Denne vurdering inkluderer ikke

minivådområder, som sigter på at reducere næringsstofbelastningen (Eriksen et al.

2020). En undersøgelse af 80 vandhuller i Schweitz (Oertli et al. 2002) scorede

artsantal og værdi (sjældenhed) for vandplanter, snegle, arter af muslinger, biller og

voksne guldsmede samt padder. Resultatet var bl.a., at størrelsen generelt har lille

betydning for biodiversiteten, at en række af små vandhuller har en større værdi end

et stort vandhul med samme vandflade, men der er enkelte arter, som kun findes i

store vandhuller. Tilsvarende fandt Søndergaard et al. (2002) at nogle insektarter og

andre smådyr er mest hyppige i små vandhuller, andre i store. Måske skyldes

fordelingen bl.a., at dybden og størrelsen af søer/vandhuller til en vis grad hænger

sammen. En blanding af små og store vandhuller vil således tilgodese arter med

forskellige krav til levested.

Der er en tendens til færre plantearter med stigende dybde, men det varierer for

forskellige vækstformer (Søndergaard et al. 2002). Der er kun fisk i få søer mindre end

1000 m

, men dybden er ikke særlig vigtig for forekomsten af fisk. Forekomst af fisk har

en negativ effekt på de fleste padder bortset fra tudser.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Den mere eller mindre mættede randzone omkring vandhullerne vurderes at kunne

føre til etablering af en flerårig flora, der selv om den i en lang årrække vil være

domineret af kvælstofelskende arter som kraftige græsser og høje stauder,

sammenlignet med en mark i omdrift, vil give en mere varieret flora (Walker et al.,

2004; Ejrnæs & Nygaard, 2011a; Fredshavn and Strandberg, 2013). Fraværet af

jordbearbejdning og etablering af et permanent plantedække vil gavne jordfaunaen

og skabe nye levesteder for overfladeaktive insekter og leddyr (Briones and Schmidt

2017; Holland and Reynolds 2003; Thorbek and Bilde, 2004). Den varierede

vegetation med flerårige arter vil generelt give flere levesteder for insekter, fugle og

pattedyr.

Andre typer af vandhuller og vådområder end de her beskrevne, f.eks.

minivådområder, er designet til at nedsætte næringsstofbelastningen af søer og

vandløb. De vil således typisk være meget næringsstofbelastede og dermed ofte af

begrænset biodiversitetsmæssig værdi.

Tabel 3.17. Forventede effekter af virkemidlet ”Vandhuller og andre vådområder” på

agerlandets biodiversitet. Variationen i vurderingen afspejler, at biodiversiteten vil udvikle sig

over tid og i høj grad afhænge af den etablerede vegetation. Den bedste effekt vil kræve, at

man følge anbefalingerne nedenfor. *) jf. afsnit 2.1.2.

Jordbunds-

fauna

Vilde

planter

1-2

Vilde bier (føde

og levesteder)

0-2*

Insekter og

leddyr i øvrigt

1-2

Fugle

1-2

Pattedyr

1-2

Boks 11. Anbefalet implementering af virkemidlet ”vandhuller” mht. biodiversitet.

Nye vandhuller bør placeres tæt på andre vandhuller/søer for sikre rekruttering af

arter. Flere små vandhuller giver lige så god effekt som et stort, men en blanding af

små og større vandhuller vil give den største biodiversitet.

Der bør være et krav om virkemidlets varighed også for helt små vandhuller, enten

f.eks. 25 år eller, som for de større vandhuller, at det ikke må ændre karakter jf.

Naturbeskyttelsesloven*.

Kravet om en usprøjtet og ugødet bufferzone bør opretholdes.

*Se dog overvejelserne vedr. dilemmaet mellem bevaring og incitament til etablering i afsnit 6.3.

Driftsøkonomisk effekt

Etableringen af et vandhul på dyrkningsfladen vil, fra et driftsøkonomisk synspunkt,

bestå i at opgive produktiv jord (1) og evt. harmoniareal (2). Såfremt anlæggelsen

foregår uden for dyrkningsfladen, vil disse omkostninger kunne udelades, såfremt det

antages, at der ikke er nogen anden offeromkostning på arealet (uden for

dyrkningsfladen). Selve etableringen består af opgravning af jord og ved store anlæg

også bortkørsel af jord. I

Katalog over omkostninger ved etablering af erstatningsnatur

fra 2018 kan det læses, at der er stor variation i omkostningen til udgravning til søer

(Espensen et al., 2018). De beskriver tre cases på vandhuller på 250, 1000 og 10.000

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

vandflade. Disse tre vandhuller koster henholdsvis 19, 23 og 34 kr./m

, og det må

derfor forventes, at prisen stiger uforholdsmæssigt med en stigning i arealet. Denne

beregning tager udgangspunkt i et vandhul på 1.000 m

vandspejl til en omkostning

på 23 kr./m

. Det giver en anlægsomkostning på 23.000 kr./1.000 m

vandspejl. I

Espensen et al. (2018) regnes der på et randareal på 2 meter, mens her forudsættes,

at der skal udlægges en 9 meter bred udyrket zone omkring vådområdet. Dette

lægges til grund for randarealet i denne beregning, og derfor regnes der på et

kvadratisk vandhul, der samlet set lægger beslag på et dyrkningsareal på 2.462 m

Figur 3.6. Illustration af areal hvor dyrkningen opgives i forbindelse med etablering af vandhul.

I Tabel 3.18 fremgår det, at vandhuller anlagt på dyrkningsfladen vil indebære tab af

jordrente (1), harmoniareal (2) og en anlægsomkostning (3). Såfremt anlægget

placeres uden for dyrkningsfladen, vil udgravningen (3) være den eneste omkostning.

For at omregne udgravningsomkostningen (3) til en hektarpris divideres den med

2.462 m

og ganges med 10.000 m

. Dette estimat beskriver ikke en 10.000 m

sø,

men snarer 4,06 (10.000/2.462) vandhuller på 2.462 m

inkl. randareal, hvor der ikke

er nogen størrelsesøkonomisk ulempe ved større huller indregnet. Omregningen sker

primært for at kunne sammenligne virkemidler på tværs. Den årlige omkostning

beregnes ved at beregne nutidsværdien af en permanent virkemidler og en

efterfølgende omregning til årlige omkostninger vha. annuitetsprincippet (se afsnit

2.2.2), til 5.819 kr./ha i dyrkningsfladen og 3.736 kr./ha for anlæg uden for

dyrkningsfladen.

Den tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostning beregnes ved at gange den

driftsøkonomiske omkostning (hhv. 5.819 til 3.736 kr./ha) med nettoafgiftsfaktoren på

1,28, hvorved den velfærdsøkonomiske omkostning bliver hhv. 7.448 og 4.782

kr./år/ha vandhul af 1000m2 hhv. indenfor og uden for dyrkningsfladen i

udgangspunktet.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 3.18. Driftsøkonomiske omkostninger forbundet med anlæggelsen af vandhuller i og

uden for dyrkningsfladen. Kr./ha/år.

Nutidsværdien

af 2.462 m

vandhul inkl.

randareal, kr.

Jordrente (1)

Harmoniareal

(2)

Udgravning (3)

Sum

-11.600

-1.200

-23.000

-35.800

Nutidsværdien af én

hektar vandhuller på

2.462 m

inkl.

randareal, kr.

-47.000

-5.000

-93.400

-145.500

Årlig omkostning per

hektar vandhuller på

2.462 m

inkl. randareal,

kr.

-1.900

-200

-3.700

-5.800

Landbrugere kan have en yderligere strategisk omkostning ved etablering af

vandhuller som følge af den beskyttelse, der indtræffer jf. naturbeskyttelseslovens § 3,

da dette kan forhindre eller besværliggøre senere ændringer af nærliggende

husdyrproduktionsanlæg. Disse omkostninger kan potentielt være meget høje

sammenlignet med omkostningerne angivet ovenfor. Det vurderes, at bekymringer i

forhold til disse strategiske omkostninger afholder mange landbrugere fra at etablere

vandhuller. (se Figur 3.7 nedenfor), og dette er et eksempel på det

reguleringsmæssige paradoks, at beskyttelsen af nye (og gamle) naturområder

medfører reduceret sandsynlighed for, at nye naturområder opstår (se afsnit 6.2).

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Landbrugernes holdning til vandhuller

På spørgsmålet om, hvorvidt niveauet af støtte har betydning for anlæg af

vandhuller, svarer 36 % af danske landbrugere, at de ikke ønsker at anlægge

vandhuller uanset niveauet. Samtidig er 27 % af landbrugerne villige til at

anlægge vandhuller, hvis de får anlægsomkostninger fuldt dækket og kan

bevare arealstøtten på det omlagte areal. En anden vigtig hindring for

landbrugerne er vandhullers betydning for en rationel markdrift (se

nedenstående figur). Blandt konventionelle landbrugere erklærer 49 % sig enten

”Meget enig” eller ”Delvist enig” i dette spørgsmål, mens dette kun gælder for 26

% af de ikke-konventionelle landbrugere.

Figur 3.7. Eksempel på spørgeskemaundersøgelsens resultater omkring anlæggelse af

vandhuller.

3.12 Placering af halmballer

Halmballer eller bigballer, der placeres i markomgivelser, typisk i hegn omkring marker

med afgrøder, der bestøves af humlebier, kan bidrage med mulige redesteder for flere

arter af humlebier.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Nuværende regler og praksis

Placering: Umiddelbart uden for dyrkningsfladen.

Omfang: Ingen eksisterende anbefalinger.

Varighed: Ingen eksisterende anbefalinger.

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Ingen eksisterende anbefalinger.

Effekter på natur og biodiversitet

Værdien af halmballer som redested har været omdiskuteret, men en ny svensk

undersøgelse (Lindström et al. 2019) har dokumenteret, at halmballer giver egnede

redepladser for humlebier. Solitære bier som f.eks. murerbier og de fleste silkebier, der

kan have deres reder i stråtage vil sandsynligvis også have gavn af halmballer.

Tabel 3.19. Forventede effekter af virkemidlet ”Halmballer” på agerlandets biodiversitet. Da

humlebier kun udgør en mindre del af de vilde bier i Danmark og da virkemidlet desuden

udelukkende leverer mulige redesteder er effekten på diversiteten af vilde bier og andre

insekter vurderet til maksimalt at være 1.

Jordbunds-

fauna

Vilde

planter

Vilde bier (føde

og levesteder)

0-1

Insekter og

leddyr i øvrigt

0-1

Fugle

Pattedyr

Boks 12. Anbefalet implementering af virkemidlet ”halmballer ” mht. biodiversitet.

Halmballerne bør placeres uden for dyrkningsfladen, typisk i levende hegn, da de vil

være egnede som redested for humlebier i en årrække. For at have værdi for

humlebierne er det en forudsætning at der omkring stedet hvor de placeres

forekommer egnede fødeplanter for humlebier gennem hele sæsonen.

Halmballerne nedbrydes med tiden og vil efter omkring 5-8 år ikke længere udgøre

et egnet redested.

Afhængig af størrelsen af halmballerne vurderes, at et par halmballer pr. 400 meter

hegn vil være tilstrækkeligt for at opnå en gavnlig effekt.

Driftsøkonomisk effekt

Halm koster ca. 50 kr./kg og en bigballe på 500 - 600 kg vil derfor koste ca. 250 - 300

kr./stk. (SEGES, 2020). Andre typer af halmballer (rundballer eller mini-bigballer vil

have tilsvarende effekt, men bigballer formodes at være den hyppigste balle type i

Danmark, hvorfor omkostningerne baseres på disse). I praksis kan en bigballe af dårlig

kvalitet, f.eks. fordi den har en våd plet, identificeres i marken og stilles til side i et

markskel til lavere omkostninger. Hvis omkostningerne til halmpresning sættet til 85 kr.

og der afsættet 15 kr. til at identificere og flytte en egnet bigballe (dårligt egnet til

andre formål) til side i marken, kan virkemidlet formentligt udføres ned til 100 kr. pr. stk.

Hvis bigballen derimod skal transporteres fra et centralt lager (på gården) til det sted

hvor den er tiltænkt som biodiversitetsvirkemiddel vil omkostningen være højere. Vi

antager her, at der bruges bigballer af dårligere kvalitet identificeret i marken. Dette

sætter en begrænsning på antallet halmballer der kan sættet til side som

biodiversitetsvirkemidler til den lave omkostning. Placeres der 1 halmballe per 200

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

meter hegn, med en antaget bredde på 3 meter vil det give 16,6 halmballer per

hektar levende hegn / mark skel, hvilket rundes op til 17 halmballer per hektar og til

en pris på 100 kr. stk., giver det 1.700 kr./ha levende hegn eller mark skel med en

halmballe pr. 200 meter. Såfremt disse holder 6 år bliver den årlige omkostning, jf.

annuitetsprincippet, 324 kr./ha levende hegn / mark skel. Hvis der er en 1 ha levende

hegn pr. 100 ha omdriftsareal, giver dette en omkostning på 3,24 kr. pr. ha

omdriftsareal.

Den tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostning beregnes ved at gange den

driftsøkonomiske omkostning (324 kr./år/ha levende hegn med halmballer) med

nettoafgiftsfaktoren på 1,28, hvorved den velfærdsøkonomiske omkostning bliver 415

kr./år/ha levende hegn med halmballer pr. 200 meter.

Hvis der er 80.000 km levende hegn i Danmark og man forestiller sig at der placeres

en halmballe pr. 200 meter, vil dette betyde at der skal bruges 400.000 ”dårlige”

halmballer over en 6 årig periode svarende til ca. 67.000 ”dårlige” halmballer årligt. Så

mange ”dårlige” baller kan der formenligt ikke identificeres i marken. Det kan derfor

ikke forventes at der kan opnås fuld udbredelse til de her angivne omkostninger, men

man vil kunne nå lang med relativt begrænsede ressourcer. Det kan derfor forventes,

at der ved denne prissætning, primært vil vindes udbredelse i områder hvor der

produceres halm i umiddelbar nærhed til levende hegn.

3.13 Permanent græs

Et græsareal betegnes som permanent græs, hvis det har ligget med græs i mere end

5 år i træk, også selvom arealet har været jordbearbejdet og er genetableret med nyt

græs (Miljø- og Fødevareministeriet, LBST 2019, 2020). Arealet må inden for den 5-

årige periode inden det overgår til status af permanent græs godt være anmeldt som

alm. slåningsbrak, og arealer med slåningsbrak kan opnå status som permanent græs,

hvis de har ligget med græs i mere end 5 år (Miljø- og Fødevareministeriet, LBST 2019,

2020).

Nuværende regler og praksis

Placering: Ingen specifikke krav.

Omfang: Ingen specifikke krav.

Varighed: Arealet skal have ligget med græs i mere end fem på hinanden følgende

år.

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: På arealet er krav om slåning én

gang årligt i perioden 1. juni til og med 25. oktober eller afgræsning, således at mere

end 50 % af plantedækket fremstår afgræsset og er under 40 cm højt 25. oktober.

Kravet til afgræsningen og slåning gælder hver 100 m

, og skal ske på hele arealet,

således at hele det støtteberettigede område fremstår afgræsset/slået (Miljø- og

Fødevareministeriet, LBST 2019, 2020). På arealer med permanent græs vil der ved

beregning af støtteprocenten blive korrigeret for naturligt forekommende ikke-

støtteberettigede elementer som træer, buske og små vådområder.

Sammenhængende elementer over 500 m

skal landmanden tegne ud og undlade at

søge grundbetaling til (Miljø- og Fødevareministeriet, LBST 2019, 2020).

Arealer med permanent græs må efterfølgende gerne etableres med anden afgrøde,

med mindre græsarealet er beliggende på kulstofrig lavbundsjord og dermed har en

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

særlig beskyttelse i form af MSO (miljømæssigt sårbart område), ligger i Natura-2000-

område eller er omfattet af Naturbeskyttelseslovens §3. I disse tilfælde må arealet ikke

jordbehandles, og der må ikke etableres anden afgrøde på arealet. På MSO arealer

må der dog sås nyt græs efter en forudgående let jordbehandling, f.eks. ved strigling,

for at vedligeholde græsdækket, men rodnettet på det eksisterende plantedække må

ikke ødelægges (Miljø- og Fødevareministeriet, LBST 2019, 2020). Disse vedvarende

græsarealer beskrives nærmere i kapitel 3.14.

Effekter på natur og biodiversitet

Arealer med permanent græs indeholder generelt meget få plantearter, typisk

omkring fem arter inkl. rød- og hvidkløver. Permanent græs omlægges også i visse

tilfælde med få års mellemrum, græs til græs. Selv om aktivitetskravet kun er ét slæt

om året ligesom for slåningsbrak, skal arealet ifølge gældende regler slås i perioden 1.

juni til 25. oktober. Permanent græs vil dog hyppigt blive slået flere gange i

aktivitetsperioden (Dansk Landbrugsrådgivning u.å), hvilket forringer

biodiversitetseffekten yderligere, idet arealet ikke vil være egnet som ynglehabitat for

hverken fugle (lærker, viber mm.), harer eller råvildt. Hyppig slåning vil også bevirke, at

eventuelle urter ikke kommer til blomstring gennem en stor del af sommeren. Kun

hvidkløver blomstrer godt ved 3-4 slæt fordelt jævnt hen over sommeren (Strandberg

et al. 2013a). Selvom hvidkløver er en god nektarplante, understøtter den kun et

begrænset antal bestøvende insekter (Nichols et al. 2019; Strandberg et al. 2013a).

Intensiv sommergræsning har tilsvarende negativ effekt på flere arter og dermed

biodiversiteten (Milchunas et al. 1988, 1998).

Der findes frøblandinger på markedet primært til økologiske græsmarker

(Naturmælks-blanding), der indeholder flere urter, f.eks. kommen, esparsette, alm.

kællingetand, bibernelle og cikorie. Tre til fire slæt gennem sommeren vil også for

denne blanding være begrænsende for de gavnlige effekter på biodiversiteten.

Såfremt antallet af slæt begrænses til to og der i øvrigt indgår mange blomstrende

arter, af betydning af blomsterbesøgende insekter, har Cong et al. (2020) i et

eksperimentelt setup dokumenteret at det kan gavne diversiteten af besøgende

insekter.

Som anbefalet for slåningsbrak vil det øge biodiversitetseffekterne af permanent græs,

hvis slåning og eventuel omlægning til nyt græs ikke bliver gennemført på hele

marken samtidig.

Tabel 3.20. Forventede effekter af virkemidlet ”Permanent græs” på biodiversiteten. Spændet i

værdier for de enkelt organismegrupper afspejler, at der er betydelig forskel mellem effekten

af virkemidlet, hvis det implementeres efter gældende praksis, og hvis nedenfor anbefalede

praksis i forhold til biodiversitet anvendes. *) jf. afsnit 2.1.2.

Jordbunds-

fauna

0-2

Vilde

planter

0-1

Vilde bier

(føde og

levesteder)

0-2*

Insekter og

leddyr i

øvrigt

1-2

Fugle

Pattedyr

0-1

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Boks 13. Anbefaling for implementering af virkemidlet ”permanent græs” mht. biodiversitet.

I forhold til opnåelse af betydelig effekt på biodiversitet er der primært behov for

ændring af slåningspraksis, og hyppighed af omlægning (græs til græs).

Hvis arealet kun slås én gang, helst i oktober (hvis arealet ikke er for vådt og selvom

dette tidspunkt passer dårligt med høslæt), eller græsses ekstensivt i

sommerperioden, vil arealet kunne give føde og levesteder til både fugle, harer og

råvildt. Hvis der desuden benyttes en urterig blanding til udsæd vil arealet også

kunne give føde til flere arter af blomstersøgende insekter, selvom diversiteten af

bestøverfaunaen vil begrænses af det fortsat relativt lave antal blomsterplanter.

Udsåning af mange arter af betydning for blomsterbesøgende insekter vil desuden

kunne øge diversiteten af blomstersøgende insekter, hvis antallet af slæt samtidig

reduceres til to.

Opdeling af marken i to eller flere delmarker vil reducere de negative effekter ved

slåning og omlægning idet der hele tiden vil være uforstyrrede områder i marken.

Driftsøkonomisk effekt

Økonomien i permanente græsarealer er meget varierende bl.a. fordi begrebet

dækker over arealer med meget varierende karakter, fra arealer med en økonomi og

en biodiversitetseffekt der ligner marker med omdriftsgræs (4-5 slæt fordelt over hele

vækstsæsonen) til en økonomi og biodiversitet der ligner vedvarende græsarealer

eller brakarealer. Forskellen på ekstensive permanente græsarealer og brakarealer er

at biomassen fjernes fra de permanente græsarealer, men den ikke må fjernes fra de

braklagte arealer (biomassen må gerne samles i en bunke på marken, hvilket der dog

ikke er noget driftsøkonomisk incitament til). Fjernelsen af biomassen fra disse arealer,

kombineret med begrænset gødskning, kan dog være med til at forbedre

biodiversiteten, idet det er med til at reducere jordens næringsstofpulje, mens slættet,

ligesom afpudsningen af brakmarker, sikrer at areal holdes lysåbent og ikke gror til

med træer og buske.

På de ekstensive permanente arealer vil slættet dog medføre en meromkostning i

forhold til en afpudsning, i Pedersen (2020) vurderes omkostningerne til mellem 600

og 1.200 kr./ha mere pr. ha end omkostningerne ved en årligt afpudsning. Hvis

aktivitetskravet for brakmarker reduceres til en afpudsning hvert andet år ville denne

meromkostning være 750 til 1.350 kr./ha. Dette er under forudsætning af et høslæt

fortaget i løbet af sommeren, og ikke i oktober som anbefalet. Økonomien i et slæt i

oktober er ikke belyst.

På permanente græsarealer der har karakter af omdriftsgræs er der intet tab i forhold

til den alternative anvendelse, idet der ikke er nogen bindende begrænsning i

muligheden for at omlægge permanente græsarealer til omdrift for den enkelte

bedrift. Der gælder visse begrænsninger på nationalt niveau, med der er ikke

umiddelbar sandsynlighed for at disse grænser nås. Når landbrugere har permanent

græs anses det derfor som den bedste anvendelse af de pågældende arealer for den

enkelte bedrift.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

For arealer med afgræsning af permanent græs kan der ligesom ved slæt være

meget stor variation i omkostningerne. Arealer, i det indre sædskifte på økologiske

malkekvægbedrifter eller konventionelle malkekvægbedrifter der praktiserer

afgræsning, kan have status af permanent græs, men have karakter af græs i omdrift.

Økonomien i disse arealer anses ikke for ringere end økonomien for alternative

afgrøder, idet der er markedsdrevene eller delvist markedsdrevene kompensationer

på plads for disse aktiviteter.

For afgræsning af ekstensive arealer er omkostningerne potentielt høje. Pedersen

(2020) vurderer således omkostningerne i niveauet 1.800 til 2.600 kr./ha mere end

arealer, hvor der alternativt ville have været en 300 kr./ha omkostning til afpudsning af

en brakmark. Med et reduceret aktivitetskrav på brakarealer til krav om afpudsning

hvert andet år vil meromkostningerne ved afgræsning være 1.950 til 2.750 kr./ha. Jvf.

Pedersen (2020) kan omkostningerne til afgræsning i visse tilfælde være højere.

For permanente græsarealer med slæt er de driftsøkonomiske omkostninger vurderet

til mellem 0 og 1350 kr./år/ha. Den tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostning

beregnes ved at gange den driftsøkonomiske omkostning med nettoafgiftsfaktoren på

1,28, hvorved den velfærdsøkonomiske omkostning bliver 0 til 1.728 kr./år/ha.

For permanente græsarealer med afgræsning er de driftsøkonomiske omkostninger

vurderet til mellem 0 og 2.750 kr./år/ha. Den tilsvarende velfærdsøkonomiske

omkostning beregnes ved at gange den driftsøkonomiske omkostning med

nettoafgiftsfaktoren på 1,28, hvorved den velfærdsøkonomiske omkostning bliver 0 til

3.520 kr./år/ha.

3.14 Vedvarende græs, uden omlægning og øvrig afgrødeetablering

Betegnelsen vedvarende græs anvendes af Miljøstyrelsen og Landbrugsstyrelsen

udelukkende om græsarealer, der ikke har været omlagt i mindst 5 �½ år, beliggende

helt eller delvist i Natura-2000-områder (LBST 2019), samt om græsarealer med en

HNV-værdi (High Nature Value) på 5 eller derover. Arealet må ikke jordbehandles, og

der må ikke etableres anden afgrøde på arealet.

Til sådanne arealer kan opnås tilskud til pleje (LBST 2019, 2020e).

Nuværende regler og praksis

Her gennemgås de nuværende regler for at kunne opnå tilskud til pleje af græs- og

naturarealer (herunder vedvarende græsarealer).

Placering: I en prioriteret rækkefølge gives tilskud til pleje (græsning eller høslæt) på

arealer, der opfylder mindst ét af følgende krav: 1) Mindst 50 % af marken er

beliggende inden for særligt udpeget Natura2000-område til pleje, 2) marken har en

HNV-værdi på 5 eller derover (marker med højere HNV-værdi prioriteres frem for

lavere), 3) mindst 50 % af marken er beliggende inden for et Natura2000-område, og

mindst 90 % af marken er en gentegning af tilsagn om afgræsning; og/eller 4) mindst

50 % af marken er beliggende indenfor vådområde- eller lavbundsprojekt under

Landdistriktsprogrammet (LBST 2019, 2020i).

Omfang: Samlet skal arealet omfatte mindst 2,0 ha vedvarende græs og/eller anden

plejekrævende natur, og de enkelte marker skal være mindst 0,3 ha (LBST 2020e).

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Varighed: Arealet skal have ligget med græs mindst 5 �½ år forud for støtteperioden,

som er 5-årig.

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Arealet er reelt udtaget af

dyrkningsarealet, idet der ikke må ske jordbehandling, såning, gødskning eller

sprøjtning. Arealet må ikke inddrages til dyrkning af anden afgrøde. Afgræsning skal

ske med heste eller drøvtyggere. Græsningstrykket skal afpasses, således at

plantedækket opretholdes. Der må ikke tilskudsfodres på arealet, dog må kalve under

6 måneder tilskudsfodres i kalveskjul.

Effekter på natur og biodiversitet

Vedvarende græsarealer kan potentielt rumme en betydelig biodiversitet og andel

truede arter. Den ekstensive drift i form af græsning eller høslæt på arealerne er en

væsentlig forudsætning for en høj plantediversitet, men landskabsheterogeniteten

spiller også en væsentlig rolle for diversitet af både flora og fauna (Strandberg et al.

2013a, Ebeling et al. 2018). Tilgroning eller overgræsning angives hyppigt som

væsentlige trusler for opretholdelsen af god naturtilstand (biodiversitet) i den lysåbne

habitatnatur (Nygaard et al. 2017, Fredshavn et al. 2019).

Effekten af græsning og/eller slåning på vegetation og insekter afhænger i høj grad

af intensiteten af påvirkningen, størrelsen af arealet samt det tidspunkt på året,

aktiviteten udføres (Kjær et al. 2020). Flere undersøgelser samt et nyligt gennemført

review (van Klink et al. 2015) konkluderer samstemmende, at store græssende dyr kun

øger diversiteten af leddyr, hvis det fører til en øget heterogenitet såvel strukturelt som

floristisk, og at der er en negativ sammenhæng mellem græsningstryk og

leddyrdiversitet (van Klink et al. 2015, 2018). Dyrelort udgør en ressource for en lang

række insekter, især biller og fluer, og ca. 450 danske arter anses for at være tilknyttet

dette næringsrige substrat i løbet af deres livscyklus (Kjær et al. 2020). Mange husdyr

behandles regelmæssigt med anti-parasitmidler (ormemidler). Da midlerne er

særdeles giftige over for insekter, reduceres den gavnlige effekt af dyrelort markant

(se Kjær et al. 2020 for sammenfatning). Ekstensiv græsning uden tilskudsfodring

anses generelt for at resultere i flere og mere forskelligartede ressourcer (føde og

levesteder) til gavn for insektlivet (van Klink et al. 2018). Flere studier har

dokumenteret, at plantehøjde sammen med plantediversitet er vigtige faktorer, som i

høj grad bidrager til insektdiversitet (Kreuss & Tscharntke 2002, Sjödin et al. 2008, van

Klink et al. 2015, van Noordwijk et al. 2012). Plantehøjde er dog ikke nødvendigvis en

god indikator for tilstedeværelsen af egnede blomster for blomsterbesøgende insekter

som f.eks. bier, sommerfugle og svirrefluer. Tætheden af sommerfuglelarver er

korreleret med plantehøjden medens tætheden og artsrigdommen af humlebier og

sommerfugle bestemmes af tætheden af blomster og tilgængeligheden af

nektarressourcer (Davidson et al. 2020, Potts et al. 2009).

Den øgede forekomst af ekskrementer og, i det omfang at døde dyr ikke fjernes, ådsler

vil ved en naturlig tæthed af store dyr have en positiv effekt på fødegrundlaget for

insektædende fugle (Prins and van Oeveren 2014, Moreno-Opo & Margalida 2013,

Söderström et al. 2001). Særligt arter som er afhængige af store insekter, hvoraf

mange er rødlistede som nationale ynglefugle, forventes at ville respondere positivt

(f.eks. stor og rødrygget tornskade, hvid stork og kirkeugle), og derved tilgodeses en

gruppe af fugle, som længe har været i kraftig tilbagegang (Fløjgaard et al. in prep.).

Generelt forventes flest positive effekter for fugle, der søger føde på jorden og

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

foretrækker en mere lysåben vegetation, mens antallet af levesteder for arter, der

yngler i høj og tæt urtevegetation, kan forventes at falde. Blandt ’vinderne’ vil være

arter som stær og stenpikker, mens f.eks. engsnarre, bynkefugl og kærsanger forventes

at være ’tabere’ (Fløjgaard et al. in prep).

Tabel 3.21. Forventede effekter af virkemidlet ”Pleje af vedvarende græsarealer” på

biodiversiteten. Spændet i værdier for de enkelt organismegrupper afspejler, at der er

betydelig forskel mellem effekten af virkemidlet især betinget af græsningstryk, tidspunkt på

året (rotationsgræsning vs. helårsgræsning) samt heterogeniteten af landskabet. *) jf. afsnit

2.1.2.

Jordbunds-

fauna

0-3

Vilde

planter

0-3

Vilde bier (føde

og levesteder)

0-2*

Insekter og

leddyr i øvrigt

1-3

Fugle

0-2

Pattedyr

0-2

Boks 14. Anbefaling for implementering af virkemidlet ”vedvarende græs” mht. biodiversitet.

I forhold til opnåelse af betydelig effekt på biodiversitet er der primært behov for en

regulering af græsningstrykket, således at overgræsning såvel som tilgroning

undgås.

Brug af anti-parasitmidler til græssende dyr bør begrænses til brug ved

sygdomstegn

Driftsøkonomisk effekt

Se ovenstående afsnit om permanent græs, idet vedvarende græs har omkostninger

på niveau med de ekstensive permanente græsarealer.

3.15 Levende hegn, vildtremiser, krat, småskove og andre

småbeplantninger

Dette afsnit omhandler levende hegn, vildtremiser, krat, småskove og andre

småbeplantninger, som kan etableres på dyrkningsfladen. De forskellige virkemidler

har forskelligt sigte, men er alligevel ret ens i deres anlæg og i effekten på

biodiversiteten, hvorfor de her behandles samlet.

Nuværende regler og praksis

Bortset fra vildtremiser er der så vidt vides pt. ingen gældende tilskudsordninger, men

så sent som i 2019 blev der ydet tilskud til levende hegn og andre småbeplantninger.

Den her beskrevne praksis refererer til reglerne beskrevet i Miljøstyrelsen (2019).

Placering: De forskellige typer småbeplantninger kan placeres på landbrugs- eller

naturarealer på egen matrikel. Beplantningerne må ikke placeres på beskyttede

naturarealer, f.eks. § 3-beskyttet natur og habitatnatur.

Omfang: Mindstearealet for tilskud til individuelle projekter var i 2019 0,5 ha, og for

kollektive projekter 3 ha. Læhegn anlægges som sammenhængende beplantninger

af buske og træer i en bredde af 3-7 planterækker. Eksisterende hegn kan udvides

med 1-6 planterækker, så hegnet maksimalt bliver op til 7 planterækker i alt.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Småbeplantninger anlægges som sammenhængende beplantninger af buske og

træer i en bredde af mere end 7 planterækker og med et areal på maksimalt 0,5 ha

inklusiv eventuelt eksisterende beplantninger.

Varighed: Min. 5 år.

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Der skal plantes mindst 4000

planter/ha og

anvendes plantearter, som fremgår af bilag 1 i Miljøstyrelsen (2019). Der kan dog

undtagelsesvis godkendes andre arter, hvis de er hjemmehørende, egnsspecifikke og

har en særlig biologisk, historisk eller kulturel betydning. Der skal i hver beplantning

anvendes mindst 75 procent buske, og yderste planterække skal udelukkende bestå

af buske. Mindst 50 procent af de anvendte plantearter skal være til gavn for bier og

andre bestøvere. Der skal anvendes plantemateriale, der stammer fra frøkilder i

Danmark eller dansk nærområde. Beplantningerne skal anlægges mindst 15 meter fra

have og beboelse og mindst 30 meter til beskyttede naturområder, inkl. beskyttede

vandløb. Beplantningerne etableres og renholdes (min. 3 år) uden pesticider. Bortset

fra vildtremiser og småskove må beplantningerne ikke få karakter af skov.

Vildtremiser kan have en vilkårlig størrelse. Ved etablering af vildtremiser kan der ydes

tilskud til arter fra en udstukket liste, som indeholder 39 hovedsageligt

hjemmehørende arter, hvoraf mange vil give blomster, som kan udnyttes af

bestøvende insekter (Naturstyrelsen 2020a). Remisen kræver løbende vedligehold, så

især den nedre del af remisen bestående af buske og stævnede træer holdes tæt for

at sikre dækning og læ for vildtet (Danmarks Jægerforbund 2020). En beplantning

med træer og buske på mere end 0.5 ha og over 20 meters bredde betragtes

lovgivningsmæssigt som skov i Danmark uanset hensigten med beplantningen

(Landbrugsstyrelsen 2018).

Effekter på natur og biodiversitet

Selv nyplantede læhegn bidrager til den strukturelle diversitet i agerlandet, til gavn for

fugle og insekter. Udviklingen i antallet af plantearter i hegnenes fodpose sker

imidlertid over flere årtier (f.eks. Litza & Diekmann 2019, Andersen et al. 2014), hvilket

også medfører, at hegnenes værdi for andre organismegrupper (fugle, insekter,

pattedyr) stiger. Dermed øges læhegnstræernes bidrag til biodiversiteten også med

alderen, ligesom for træer i skov (Ejrnæs & Nygaard 2011, Kraus et al. 2016).

Hegn af en vis alder tilbyder blomster til bestøvende insekter i fodposen, og hvis der er

blomstrende buske og træer i selve hegnet, vil det også være til gavn for bestøverne.

Hvis hegnet påvirkes af pesticider, vil antallet af blomster dog være nedsat (Bruus et al.

2008, Strandberg et al. 2019).

Sammenlignet med jord i omdrift vil læhegn være en fordel for jordbundsfaunaen

pga. fraværet af forstyrrelse og tilførslen af dødt organisk materiale.

Idet den biodiversitetsmæssige værdi af læhegn i høj grad afhænger af alderen, er

det væsentligt, at eksisterende læhegn så vidt muligt bevares, selvom nogle gamle

læhegn er smalle og kun indeholder få træarter. Et bredere læhegn vil med tiden give

større strukturel diversitet i form af en skovagtig habitat med ”skovbryn” på begge

sider. I det hele taget kan hegn variere meget i sammensætningen af buske og træer,

og en mangfoldig blanding af buske og træer vil alt andet lige give skjul, redesteder

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

og føde til en bredere fauna. Resultaterne fra en newzealandsk specialerapport

(Schmidlin 2018) tyder på, at hjemmehørende plantearter kan være med til at øge

diversiteten af bestøvere og dermed sikre bestøvningen af afgrøder.

Krat kan betragtes som en form af korte, brede læhegn, ofte med et stort indslag af

buske. Derfor gælder i høj grad samme betragtninger mht. effekter på biodiversiteten.

Ligesom læhegn vil krat med tiden få en større biodiversitetsmæssig værdi, dog uden

samme potentiale for dødt ved, og man bør derfor tilskynde til bevaring af

eksisterende krat.

Skov, herunder vildtremiser, småskove og lunde, der er rejst på agerland, vil i meget

lang tid være præget af dette, fordi jorden er beriget med næringsstoffer, har et lavere

kulstofindhold og en frøbank, der ikke er typisk for skov (Schmidt et al. 2008). Ophøret

af jordbearbejdning vil dog med det samme give bedre betingelser for jordfauna og

andre insekter og leddyr samt give levesteder for fugle og pattedyr. Vi forventer, at

småskove som regel får lov at udvikle sig naturligt, hvilket betyder, at man, når der

efter mange årtier kommer store og aldrende træer, kan forvente en mangfoldighed

af levesteder for såvel insekter og leddyr som planter, svampe, fugle og pattedyr. Den

største effekt opnås, hvis skoven får lov at henligge som urørt skov, idet mange

mikrohabitater og organismer er knyttet til dødt eller døende ved (Ejrnæs & Nygaard

2011b, Kraus et al. 2016).

Da udviklingen af biodiversitet i skov tager meget lang tid, vil bevaring af eksisterende

småskove have langt større værdi end etablering af nye småskove. Dette bør der

tages hensyn til i måden, hvorpå tilskudsordningerne skrues sammen og administreres.

Tabel 3.22. Forventede effekter af virkemidlet ”Levende hegn, vildtremiser, krat, småskove og

andre småbeplantninger” på natur og biodiversitet. Spændet i værdier for de enkelt

organismegrupper afspejler, at etableringen af skovagtige habitater tager lang tid (flere

årtier), at driftsformen har stor indflydelse på effekterne, og at der er betydelig forskel mellem

effekten af virkemidlet, hvis det implementeres efter gældende praksis, og hvis nedenfor

anbefalede praksis i forhold til biodiversitet anvendes. *) jf. afsnit 2.1.2.

Jordbunds-

fauna

1-3

Vilde

planter

1-3

Vilde bier (føde

og levesteder)

1-3*

Insekter og

leddyr i øvrigt

1-3

Fugle

1-3

Pattedyr

1-3

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Boks 15. Anbefaling for implementering af virkemidlet ”Levende hegn, vildtremiser, krat,

småskove og andre småbeplantninger” mht. biodiversitet.

Da biodiversitetseffekterne i høj grad afhænger af beplantningernes alder, forslår vi

et længere fastholdelseskrav, gerne på 25 år*.

Desuden anbefales det så vidt muligt at anlægge småbeplantninger og hegn i

nærheden af andre bevoksninger for at sikre en rekruttering af arter, ligesom en

alsidig artssammensætning af de udplantede buske og træer er vigtig og derfor bør

sikres vha. regler, som meget gerne skal omfatte blomstrende arter og primært

omfatte hjemmehørende arter.

Den nuværende liste over tilskudsarter for vildtremiser bør fastholdes, med tilføjelse

af et krav om, at der plantes en blanding af mindst 10 arter. For at fremme en

skovpræget urteflora kan vildtremisen med fordel placeres i nærheden af anden

beplantning/skov.

Desuden bør plejen begrænses til et minimum af hensyn til den naturlige udvikling

af floraen og de dertil knyttede arter.

Da det er vigtigt at undgå pesticidpåvirkning, vil en kombination med bufferzoner

uden anvendelse af sprøjtemidler og gødning øge værdien af virkemidlet.

*Se dog overvejelserne vedr. dilemmaet mellem bevaring og incitament til etablering i afsnit 6.3.

Driftsøkonomisk effekt

Omkostningen til levende hegn (krat og småskove) afhænger af, om de anlægges på

jord, som alternativt ville kunne tages i omdrift. Såfremt det anlægges på omdriftsjord,

vil den årlige omkostning stige med 2.083 kr./ha. (se afsnit 2.2).

Anlægs- og plejeomkostningen til levende hegn eller læhegn er dybdegående

dokumenteret i Lundhede og Thorsen (2017), som har opstillet en omkostningsmodel

for en række forskellige typer læhegn. De baserer deres model på realiserede

projekter fra mere end 100 km plantet læhegn fra mere end 10 store danske grønne

entreprenører. Nedenfor vises et eksempel på, hvordan et læhegn kunne designes, og

der må forventes en del variation som følge af planteafstanden og –antallet. Dette

eksempel bruges imidlertid også i Lundhede & Jacobsen (Upubliceret) og er inden for

rammerne af tidligere tilskudsordning. Den primære forskel på omkostningen fra

Lundhede og Thorsen (2017) og Lundhede og Jacobsen (Upubliceret) er en korrektion

af omkostningen til jordbearbejdning og en overvejelse om rydning af arealet.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 3.23. Omkostningen ved at plante læhegn med 4.000 planter med 0,5 meters afstand

(Lundhede & Jacobsen, Upubliceret).

Kr./ha

Jordforberedelse

Harvning

Rydning af området

Omk. til planter

Plantning

Renhold 1. år

Renhold 2. år

Renhold 3. år

Genplantning

Sum med rydning

Sum uden rydning

Annuitet med rydning (3)*

Annuitet uden rydning (3)*

*Se afsnit 2.2 om beregning af årlige omkostninger.

-745

-258

-14.804

-18.435

-12.847

-28.813

-23.904

-14.619

-6.174

-120.597

-105.794

-4.824

-4.232

Hvis læhegnet anlægges uden for dyrkningsfladen vil der ikke optræde en

alternativomkostning (1+2), men en omkostning til rydning af arealet (se tabel 3.23).

Derfor vil den årlige omkostning per hektar for læhegn uden for dyrkningsfladen være

-4.824 kr. hvilket er både (3) og (4) (Tabel 3.24). På dyrkningsfladen vil der ikke være

en rydningsomkostning, men en alternativomkostning og derfor en årlig omkostning

per hektar på -6.315 (4.232 +2.083) (4). Bemærk at det forudsættes at læhegnet ikke

skal plejes, genplantes og er overladt til naturlig dynamik, og der er ikke taget hensyn

til f.eks. beskæringer, udtynding af ammetræer osv.

Tabel 3.24. Omkostninger for læhegn på jord udenfor eller i landbrugsdrift. Kr./ha.

Læhegn udenfor landbrugsdrift

Jordrente Harmoniare Anlægs- og driftsomkostning

År

(1)

(annuitet) (3)

(2)

-4.824

Læhegn på jord i landbrugsdrift

Jordrente Harmoniare Anlægs- og driftsomkostning

År

(1)

(annuitet) (3)

(2)

-200

-4.232

-1.883

Årlig omkostning

(4)

-4.824

Årlig omkostning

(4)

-6.315

For læhegn og øvrige mindre beplantninger er de driftsøkonomiske omkostninger

vurderet til mellem -4.824og -6.315 kr./år/ha, afhængig af om de anlægges på

omdriftsjord eller ej. Den tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostning beregnes ved at

gange den driftsøkonomiske omkostning med nettoafgiftsfaktoren på 1,28, hvorved

den velfærdsøkonomiske omkostning bliver hhv. -6.175 og 8.083 kr./år/ha.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Landbrugernes holdning til fritstående træer og levende hegn

Fritstående træer og levende hegn er to måder, hvorpå træer kan være tilstede i

det åbne landskab. Hvor fritstående træer er punkter på markfladen, er levende

hegn linjer i landskabet. Denne forskel viser sig i landbrugernes opfattelse af,

hvorvidt de to helholdvis fritstående træer og levende hegn er besværlige for

markdriften. 63 % af landbrugerne finder fritstående træer besværlige for

markdriften, mens det for levende hegn kun gælder for 35 % af landbrugerne. Der

er dog stor variation blandt de forskellige driftstyper, hvor landbrugere med meget

græsning i mindre grad oplever besvær ved fritstående træer og levende hegn i

markdriften. Dette ses også ved, at 68 % af landbrugerne hellere vil plante

fritstående træer på arealer med permanent græs end på omdriftsarealer. Tilskud

og støtte dertil vil i nogen grad kunne øge mængden af levende hegn og

fritstående træer, men bevarelse af arealstøtte er vigtigere for landbrugerne (se

nedenstående figur).

Figur 3.8. Fritstående træer og levende hegn (resultater fra spørgeskemaundersøgelsen).

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

3.16 Permanent udtagning af landbrugsarealer

Arealet med småbiotoper er faldet drastisk med den intensiverede landbrugsdrift.

Dermed er mange græslandsplantearter blevet sjældne og med dem mange

insektarter (Ejrnæs et al. 2011c).

En oplagt måde at øge biodiversiteten og skabe flere småbiotoper i agerlandet er

fuldstændigt at udtage landbrugsjord af omdrift. Der fokuseres i Danmark pt. primært

på udtagning af lavbundsjorder, men også udtagning af andre arealer vil kunne

skabe ekstra biodiversitet. Ikke mindst mere udtagning af arealer med mager, tør jord

ville være ønskelig, idet sådanne arealer giver en helt anden og ofte mere artsrig flora

end de fugtige, organiske lavbundsjorder. Den diverse flora samt den tørre, varme

jordbund giver muligheder for en rig fauna, heriblandt en del truede insektarter (Kjær

et al. 2020).

Der er i øjeblikket statslig støtte til projekter, der handler om udtagning af

lavbundsjorder. Tørre jorder kunne tidligere braklægges, men der mangler pt. et

virkemiddel for udtagning af tørre arealer. Formålet med naturprojekter på kulstofrige

lavbundsjorder (lavbundsprojekter) er at nedbringe udledningen af kvælstof og CO

fra landbruget til henholdsvis vandmiljøet og atmosfæren ved ekstensivering af drift af

landbrugsarealer på kulstofrige lavbundsjorder (LBST 2020f). Projekterne er samtidig til

gavn for naturen, fordi der bliver skabt flere og bedre sammenhængende

naturarealer, og fordi biodiversiteten får mere plads. Lavbundsprojekter skal være

placeret på kulstofrige lavbundsjorder. Projekterne skal som udgangspunkt også

placeres i hoved- og kystvandoplande med et kvælstofreduktionsbehov, og/eller i

direkte tilknytning til et Natura 2000-område. Lavbundsprojekter kan også placeres i

hoved- og kystvandoplande uden et kvælstofreduktionsbehov, hvis projektet bidrager

med en reduktion af mængden af CO

-ækvivalenter med mindst 13 tons pr. ha pr. år

(LBST 2020f).

Effekter på natur og biodiversitet

Virkemidlet rummer umiddelbart et betydeligt natur- og biodiversitetspotentiale, idet

landbrugsdriften ophører, og da der er tale om udtagning, forventes ikke omlægning

til anden driftsform, f.eks. skovdrift (Eriksen et al. 2020). Ophør af dyrkning vil som

hovedregel føre til en flerårig flora, formentlig domineret af græsser og

næringskrævende stauder, idet tidligere landbrugsjord vil være næringsrig i mange år

efter ophør af gødskning (Walker et al. 2004, Ejrnæs & Nygaard 2011). Dette vil dog i

de fleste tilfælde være et fremskridt i forhold til mark i omdrift, i lighed med effekten af

braklægning (Fredshavn & Strandberg 2013). En mere artsrig flora kan evt. hjælpes på

vej ved assisteret spredning fra nærliggende naturarealer (se afsnit 3.17).

Fraværet af jordbearbejdning og etablering af et permanent plantedække vil gavne

jordfaunaen og skabe nye levesteder for overfladeaktive insekter og leddyr (Briones &

Schmidt 2017, Holland & Reynolds 2003, Thorbek & Bilde 2004).

Fremvæksten af vilde planter vil give lidt mere føde til de bestøvende insekter samt

give føde og levesteder til agerlandets fugle og pattedyr. Tilsvarende vil produktionen

af frø gavne frøspisende insekter, fugle og pattedyr (Ejrnæs et al. 2014). Også bier, der

har rede i jorden, vil have gavn af udtagningen.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Hvilke plantearter, der indvandrer og etablerer sig afhænger i høj grad af jordens

indhold af næringsstoffer (f.eks. Isbell et al. 2013). Potentialet for en varieret og artsrig

flora og et rigt insektliv er desuden større, hvis arealet grænser op til artsrige biotoper

(Fagan et al. 2008). Da virkemidlet ikke umiddelbart inkluderer andre tiltag til

mindskning af jordens næringsstofniveau såsom fjernelse af overjord eller biomasse,

vil en berigelse af floraen og de afledte effekter på insekter og andre dyr kun ske

langsomt, og det vil tage mange år (årtier), før der opnås en høj artsdiversitet, men

ophøret af dyrkning vil med det samme give øget strukturel diversitet (Isbell et al. 2013,

Fagan et al. 2008, Pywell et al. 2007).

Hvis der opstilles en særlig målsætning for det udtagne areal kan pleje af arealet

være nødvendig f.eks. for at hindre at arealerne gror til f.eks. i kraftigt voksende

stauder, da landbrugsjord ofte vil have et højt indhold af næringsstoffer. Hvilken

plejemetode, der vil være mest velegnet afhænger af såvel tilstand som

målsætningen for arealet.

Foto 3. Tilstedeværelse af permanent braklagte arealer er af afgørende betydning for

bomlærken, der udelukkende lever i agerlandet. Den danske ynglebestand af bomlærke gik

kraftigt tilbage med opdyrkningen af brakarealerne i 2007. Foto: Beate Strandberg.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 3.25. Oversigt over forventede effekter af virkemidlet ”Permanent udtagning af

landbrugsjord” på forskellige grupper af organismer. Variationen i scoren afspejler, at den

positive effekt på biodiversiteten vil afhænge af jordens næringsstofniveau, og for de fleste

landbrugsjorder først opnås efter lang tid (årtier). Bedste effekt fås ved at følge anbefalingerne

beskrevet nedenfor. *) jf. afsnit 2.1.2.

Jordbunds- Vilde

fauna

planter

2-3

1-3

Vilde bier (føde

og levesteder)

1-3*

Insekter og

leddyr i øvrigt

1-3

Fugle

1-3

Pattedyr

1-3

Boks 16. Anbefalet implementering af virkemidlet ”Permanent udtagning af landbrugsjord”

mht. biodiversitet.

Lovgivning og tilskudsordninger, der fremmer udtagning af ukurante

landbrugsarealer ikke bare på lavbundsjord, men også på tør, sandet jord / tørre

bakketoppe, vil være et vigtigt redskab til at skabe flere værdifulde småbiotoper.

Det skal være nemt for landmanden at opgive et svært tilgængeligt hjørne, en våd

plet eller en tør, sandet bakketop. Det bør sikres, at udtagningen bliver permanent

eller så langvarig som muligt*.

Arealer i nærheden af naturlige eller semi-naturlige habitater vil hurtigst opnå en

forbedret biodiversitet

*Se overvejelserne vedr. dilemmaet mellem bevaring og incitament til etablering i afsnit 7.1.

Driftsøkonomisk effekt

Økonomien forbundet med permanente arealer er primært relateret

alternativomkostningen på arealet på 1.883 kr./ha for dyrkningen og 200 kr./ha for

evt. harmoniareal, i alt 2.083 kr./ha. Disse omkostninger er naturligvis udtryk for

gennemsnitlige omkostninger for dyrkningsarealer. De arealer, der faktisk vil blive

permanent udtaget gennem frivillige processer, vil givetvis være arealer med lavere

alternativ omkostninger. Det forudsættes, at der ikke er etablerings- eller

plejeomkostninger for disse arealer. Der er altså tale om arealer uden

landbrugsaktivitet og hvor naturen får lov til at gå sin gang, dog kan der forekomme

forstyrrelser i form at landbrugsrelateret trafik.

Givet at der er tale om permanente udtagninger af arealerne, vil der være et ekstra

element af variation i omkostningerne på tværs af bedrifterne i form af variation den

relevante diskonteringsrente for permanente betalingsstrømme.

I denne rapport anvendes der generelt en 4 pct. real diskonteringsrente, hvilket svare

til en nutidsværdi af en uendelig pengestrøm på 52.075 kr./ha. Ofte anvendes der dog

også en real diskonteringsrente på 2 pct., hvilket svare til en nutidsværdi på 104.150

kr./ha.

Hvis man følger Finansministeriets vejledende kalkulationsrente (Finansministeriet,

2018) i forbindelse med samfundsøkonomiske analyser meget nøje, siger

anbefalingen, at pengestrømme, der falder mellem år 1 og år 35, bør

tilbagediskonteres med 4 pct., pengestrømme, der falder mellem år 36 og år 70, bør

tilbagediskonteres med 3 pct. og pengestrømme, der falder efter år 70, bør

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

tilbagediskonteres med 2 pct. For en konstant permanent betalingsrække svarer dette

til en real diskonteringsrente på 2.58 pct. Med denne rente vil nutidsværdien af 2.083

kr./ha i en permanent årlig pengestrøm være 80.825 kr./ha.

I realiteten vil der være stor variation mellem de enkelte landbrugeres

diskonteringsrenter, og omkostningerne ved permanente udtagninger vil derfor variere

i en ekstra dimension. Hvis permanente udtagninger i denne kategori beskyttes, sådan

at landbrugeren ikke har nogen fortrydelsesret med hensyn til at opgive

landbrugsaktiviteten, vil de medføre en yderligere omkostning for landmanden, som

ikke blot opgiver en for tiden eller permanent driftsøkonomi på det jævne, men også

muligheden for (optionen på) at dyrke jorden i en fremtid med andre driftsøkonomiske

forudsætninger. Muligheder er værdifulde også selv om de sandsynligvis aldrig

udnyttes. Beskyttelse vil medføre en yderligere omkostning for den enkelte landbruger,

i og med at muligheden (optionen) mistes. Dette betyder, at landbrugere vil være

mindre tilbøjelige til at vælge dette virkemiddel frem for f.eks. slåningsbrak, selvom der

ved slåningsbrak er en årlig omkostning til landbrugsaktivitet. På arealer, hvor der i

fremtiden vælges slåningsbrak frem for ”øvrige permanente udtagninger”, vil man

kunne sige, at værdien af optionen på genopdyrkning er mere værd end

omkostningerne ved kravet om landbrugsaktivitet, hvis arealer med ”øvrige

permanente udtagninger” beskyttes. Dette er et paradoks, fordi det formenligt har en

højere biodiversitetsmæssig værdi at lade arealerne gro til, end at de holder en

naturmæssig status som slåningsbrak. Beskyttelsen kan være det, der gør, at det mere

værdifulde virkemiddel ikke vil blive anvendt, og at der bliver spildt

samfundsøkonomiske ressourcer på at lave landbrugsaktivitet på arealer, hvor denne

aktivitet ville være sparet, hvis der ikke var en beskyttelse.

For arealer med øvrige permanente udtagninger er de driftsøkonomiske omkostninger

vurderet til (op til) 2.083 kr./år/ha. Den tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostning

beregnes ved at gange den driftsøkonomiske omkostning med nettoafgiftsfaktoren på

1,28, hvorved den velfærdsøkonomiske omkostning bliver 2.666 kr./år/ha.

3.17 Assisteret spredning af frø og andet materiale fra eksisterende

naturarealer

Ved assisteret spredning forstås den proces, hvor vi hjælper arter til at sprede sig til

områder, hvor man ønsker dem etableret. Der er altså ikke tale om re-introduktion af

en regionalt uddød art, men om at hjælpe lokalt forsvundne eller sjældne arter til at

spredes til nye habitater og etablere sig.

Udsætningen af frøer og padder, bl.a. klokke- og løvfrø og strandtudse, i nyetablerede

vandhul, som det er sket i flere kommuner i Danmark, er et klassisk eksempel på

assisteret spredning.

Da danske frøer og padder er fredede, kræver sådan assisteret spredning dispensation

fra artsfredningsbekendtgørelsen. Alle vilde pattedyr og fugle er ligeledes fredede,

med mindre der i jagtloven er gives tilladelse til at jage dem, eller arten er omfattet af

vildtskadebekendtgørelsen. Desuden er alle orkideer og flere andre plantearter samt

13 arter af insekter også fredede. Hos Miljøstyrelsen (2020) kan man finde en oversigt

over fredede danske arter.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Assisteret spredning bliver i dag også anvendt i en del naturgenopretninger, samt hvor

man vil skabe erstatningsnatur, og det er hyppigt planter, der på denne måde spredes.

Assisteret spredning af planter kan også være en oplagt måde at ’hjælpe naturen på

vej’ i agerlandet i stedet for f.eks. at udså kulturgræsser på slåningsbrak eller diverse

frøblandinger i blomster- og bestøverbrak eller vildtstriber (græs- og blomsterstriber).

Den væsentligste grund til at anvende assisteret spredning i forbindelse med

virkemidler i agerlandet er, at frøbanken i landbrugsjord er artsfattig og typisk

udelukkende rummer frø af arter, der er tilpasset dyrkningsbetingelserne (ukrudtsarter).

Andreasen m.fl. har dokumenteret dette for frøbanken i danske landbrugsjorde (f.eks.

Andreasen & Streibig 2011). Få plantefrø har en længere levetid i jorden end fem år.

Almindelig landbrugsjord indeholder således sjældent de såkaldte ’sjældne

ukrudtsarter’ som f.eks. klinte, ager-rødtop, vild hør m.fl., dvs. plantearter tilpasset

tidligere tiders mere ekstensive landbrugsdrift med relativt næringsfattig jord og

fravær af pesticider og andre hjælpestoffer (Lang et al. 2018), og slet ikke plantearter

fra f.eks. overdrev eller eng (Brown 1998, Lang et al. 2018, Török et al. 2018). Den

forarmede frøbank og de hyppigt lange afstande til egnede spredningskilder er

væsentlige flaskehalse i forhold til udviklingen af en naturlig flora i agerlandet

(Eriksson 1993, Zobel 1997, Pywell et al. 2002).

De vilde arters spredning kan primært assisteres ved tre metoder: høst frø og udsåning,

høst og udspredning af hø, der indeholder modne frø, eller flytning af plantetørv.

Endelig nævner Nygaard et al. (2018) også facilitering af den naturlige spredning af

frø til nyetableret natur med græssende dyr ved samgræsning mellem eksisterende

naturarealer og de nyetablerede områder som en mulighed. Alle metoder har deres

begrænsninger og kan være relativt tids- og derfor omkostningsfulde. Den metode,

der umiddelbart er mest velegnet i forbindelse med virkemidler i agerlandet, er nok

høst og spredning af hø.

Uanset spredningsmetoden er donorarealet væsentligt, og for at undgå flora- og

faunaforurening kan det udelukkende anbefales at benytte frø, hø eller tørv fra arealer

i nærområdet. For at minimere forstyrrelsen af donorhabitaten skal fjernelsen af

materiale ske så skånsomt som muligt.

Se desuden nedenstående om assisteret spredning ifm. skovrejsning (kapitel 5.8).

4 Bevaring og pleje af eksisterende biotoper

Af Marianne Bruus, Rasmus Ejrnæs, Beate Strandberg (Institut for Bioscience), samt

Gustav Marquard Callesen, Michael Friis Pedersen og Jesper Sølver Schou (Institut for

Fødevare- og Ressourceøkonomi).

Som beskrevet for mange af virkemidlerne i Kapitel 3 og Kapitel 5 tager udvikling af

natur og biodiversitet som oftest lang tid, ofte flere årtier og for gamle naturenge,

græsland, moser, skove og fritstående træer endnu længere tid. Det er derfor yderst

vigtigt, at regler og tilskudsordninger for biodiversitetsvirkemidler understøtter bevaring

af eksisterende naturarealer og værdifulde småbiotoper. Det er samtidig arterne fra de

eksisterende naturarealer, som skal kolonisere nye naturarealer for at de kan få en

mærkbar biodiversitetseffekt.

Samtidig skal der åbnes mulighed for at skabe nye vedvarende biotoper. Dels er der

brug for erstatning af de biotoper, der forsvinder pga. degenerering, og dels skal der

flere naturarealer til, hvis biodiversiteten skal forbedres i en grad, så flere truede arter

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

tilgodeses (jf. afsnit 2.1.1). Til det sidste kan føjes Danmarks internationale forpligtelser i

forbindelse med Biodiversitetskonventionens 20 delmål (https://mst.dk/natur-

vand/natur/biodiversitet/hvordan-bevarer-vi-biodiversiteten/globalt-2020-maal/20-

delmaal-for-biodiversitet/), herunder at ” mindst 17 % af landarealet inkl.

ferskvandsområder samt 10 % af havarealet og kystområderne, især områder som er

særligt vigtige for biologisk mangfoldighed og økosystemtjenester, beskyttet gennem

effektivt og ligeligt forvaltede, økologisk repræsentative og velforbundne systemer af

beskyttede områder og andre effektive områdebaserede foranstaltninger”.

På mange landbrugsejendomme er hovedparten af de arter som bidrager til

biodiversiteten i Danmark koncentreret på levesteder i permanente naturområder

med eng, mose, græsland, hede, strandeng, krat og skov. Det er derfor afgørende

vigtigt, at de beskyttes mod de vigtigste trusler, som kan opsummeres som:

1) Dræning, 2) Hugst af gamle træer og gamle krat. 3) Ophørt græsning

4) Næringsbelastning, 5) Hård sommergræsning eller maskinslåning.

Dræning af vådområder medfører et tab af moser og enge og de særlige arter som er

knyttet til disse. Særligt mange sårbare arter findes knyttet til næringsfattige moser og

enge med udstrømmende grundvand (Andersen et al. 2015). Hugst af gamle træer og

krat til tømmer eller biomasse medfører tab af levesteder for de mange dyr, svampe,

mosser og laver, som er knyttet til buske og træer samt til dødt ved (Højgaard Petersen

et al. 2016). Ophørt græsning medfører en tilgroning af lysåbne naturtyper og et tab af

arter som er lyskrævende, særligt blomsterrige urtesamfund og tilknyttede insekter

(Hautier et al. 2009). Ophørt græsning kan også medføre tab af biodiversitet i skove,

som følge af en tilgroning af skovlysningerne og en opvækst af skyggetræer.

Næringsbelastning medfører typisk dominans af hurtigt voksende urter samt en

hurtigere tilgroning og dermed et tab af nøjsomhedsplanter, mosser og laver og alle

de insekter og svampe som er knyttet til næringsfattige levesteder. Naturplejen kan

også blive for hård: Hvis dyrene sendes ud i naturen i sommermånederne og græsser

plantevæksten helt ned, så er der ikke noget at leve af for bestøvende og

planteædende insekter såsom vilde bier, svirrefluer og sommerfuglelarver. Tilsvarende

kan maskinslåning af gamle naturområder medføre tab af variation i form af spredte

buske og træer, knolde og lavninger samt myretuer – alt sammen strukturer som

medvirker til at skabe variation og levesteder for truede arter.

Biodiversiteten og forvaltningen af de beskyttede naturtyper og skovene er behandlet

grundigt i andre sammenhænge (f.eks. Ejrnæs et al. 2019, Nygaard et al. 2017,

Moesgaard et al. 2019, Fredshavn et al. 2019, Schmidt et al. 2020). I dette kapitel har vi

derfor fokuseret på at beskrive og beregne økonomi på en række småbiotoper. Vi har

dog gennemgået hede, som eksempel på en naturtype med begrænset

landbrugsmæssig interesse, og behandlet økonomien ved vedvarende græs i 3.14, og

her kan arealer med HNV-score>5 betragtes som en samlegruppe for enge, moser,

strandenge og græsland, hvor græsning typisk har afgørende betydning for

beskyttelsen af biodiversiteten.

4.1 Fritstående træer, herunder veterantræer

Fritstående træer er træer i det åbne land, der enten står alene eller f.eks. i en allé.

Træerne er typisk ældre træer, som har en stor, veludviklet krone. Fritstående træer

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

kan også være gamle såkaldte veterantræer. Veterantræer er ældre, syge eller

skadede træer med en større eller mindre andel dødt ved. Gamle træer og

veterantræer kan have en stor diversitet af ledsagearter tilknyttet, og veterantræer er

ofte hule, hvilket giver levesteder for hulrugende fugle og flagermus.

Dette virkemiddel er relevant både som eksisterende småbiotop, der bør sikres, og

som nyetablering, selvom tiden før det opnår en væsentlig biodiversitetsmæssig værdi

er lang. Imidlertid er det væsentligt at etablere nye træer, hvis der på sigt skal være

fritstående træer i landskabet.

Der er ikke identificeret gældende anbefalinger vedr. placering, størrelse og antal,

varighed eller anlæg. Træet/træerne kan være placeret på markfladen, hvor de bør

være omgivet af et areal omkring stammen, hvor der ikke jordbehandles, sås og på

anden måde foretages landbrugsmæssig behandling. Det/de kan også været

placeret i skel eller langs vej, hvor de danner en allé ligeledes omgivet af uforstyrret

bundvegetation.

Fritstående træer optager ikke så meget plads, men bør dog være omgivet af et areal,

der minimum har samme diameter som kronebredden hos det udvoksede træ og som

nævnt ovenfor, bør der her ikke ske jordbehandling. For at have en væsentlig

biodiversitetseffekt skal træerne være forholdsvis gamle (>50 år), og jo ældre de

bliver, desto større en diversitet af ledsagearter vil der være tilknyttet.

Effekter på natur og biodiversitet

Fristående træer inkl. veterantræer kan, såfremt der er tale om nøglearter, hvortil der er

knyttet mange ledsagearter, have stor biodiversitetseffekt. Hvor mange ledsagearter,

der er tilknyttet en træart, afhænger i høj grad af hvor længe arten har været i landet

(se bl.a. Southwood 1961, Kennedy & Southwood 1984). Det bør primært være

hjemmehørende træarter, især løvtræer (birk, eg, bøg, lind, avnbøg, ask, røn,

fuglekirsebær mm) og skovfyr. Tabel 4.1 giver en oversigt over vigtige

hjemmehørende træer, som kan understøtte en righoldig flora og fauna såfremt de får

lov de at ældes. Barken på ældre træer har ofte en grov og furet struktur, der giver

plads til mosser og laver

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 4.1. Hjemmehørende træer/flerstammede træer med mere end hundrede tilknyttede

arter af insekter og/eller svampe og lichener.

Southwood 1961.

Foreningen til

svampekundskabens fremme (2016

Træart

Insekter

Tæger

(Heterop

-tera)

Næbmun-

dede

(Hemipter

Sommerfugl

e (makro-

Lepidoptera

)

106

Sommerfugl

e (mikro-

Lepidoptera

)

Biller

(Coleopter

Insekte

r, total

Svamp

e og

lichener

Stilkeg og

vintereg

(Quercus

robur, Q.

petraea)

Birk

(Betula

spp.)

Pil (Salix

spp.)

Bøg

(Fagus

sylvaticus)

Rødel

(Alnus

glutinosus

)

Ask

(Fraxinus

excelsior)

Elm

(Ulmus

glabra)

Tjørn

(Crataegu

s spp.)

Slåen

(Prunus

spinosa)

Lind (Tilia

spp.)

Æble

(Malus

spp.)

Røn

(Sorbus

spp.)

Skovfyr

284

1888

229

1456

100

266

1287

1437

600

736

436

149

433

109

115

735

225

302

300

Fritstående træer er også vigtige for agerlandets fugle både som redested og som

udkigspost.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Boks 17. Anbefalet implementering af virkemidlet ”Fritstående træer inkl. veterantræer” mht.

biodiversitet.

Bevarelse af eksisterende gamle træer er vigtig. For at have en væsentlig

biodiversitetseffekt skal træerne være forholdsvis gamle (>50 år), og jo ældre de

bliver, desto større en diversitet af ledsagearter vil der være tilknyttet. Der er

betydelig forskel i antal ledsagearter mellem forskellige træarter (se tabel 4.1).

Ved etablering af fritstående træer bør det være hjemmehørende træarter, især

løvtræer (birk, eg, bøg, lind, avnbøg, ask, røn, fuglekirsebær mm) og skovfyr, eller

arter, der har været i landet i mange år (> 500 år), da antallet af ledsagearter er

højere for træarter, der har groet i landet i mange år, der plantes.

Fritstående træer optager ikke så meget plads, men bør dog være omgivet af et

areal, der som minimum har samme diameter som kronebredden hos det

udvoksede træ.

Træet/træerne kan enten være placeret på markfladen, hvor de bør være omgivet

af et areal omkring stammen, hvor der ikke jordbehandles, sås og på anden måde

foretages landbrugsmæssig behandling. Det/de kan også været placeret i skel eller

langs veje, hvor de danner en allé ligeledes omgivet af uforstyrret bundvegetation.

Foto 4. Gamle træer og veterantræer, fritstående, i hegn eller alléer er vigtige for

biodiversiteten i agerlandet. Hulhederne kan give levesteder til hulrugende fugle, flagermus

og bier og træernes rynkede og furede bark er vigtige voksesteder for lav og mos. Fotos: Beate

Strandberg.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Driftsøkonomisk effekt

Fritstående træer vil i optage et ikke dyrket areal med en dyrkningsmæssig

offeromkostning på 2.083 kr. inkl. tabt harmoniareal. Det forudsættes at der ikke er tale

om plantning men et fravær at rydning / afpudsning der medfører at nye fritstående

træer kan opstå. Dette kunne f.eks. være et fravær at fuld afpudsning af insektvolde

der tillader at nye fritstående træer etableres.

Landbrugsstøtteberettigelse til udyrkede arealer under fritstående træer vil befordre

deres eksistens.

For arealer med / under fritstående træer er de driftsøkonomiske omkostninger

vurderet til (op til) 2.083 kr./år/ha. Den tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostning

beregnes ved at gange den driftsøkonomiske omkostning med nettoafgiftsfaktoren på

1,28, hvorved den velfærdsøkonomiske omkostning bliver 2.666 kr./år/ha.

4.2 Gravhøje og stendysser

Gravhøje og stendysser er fortidsminder, der er fredet ved fortidsmindefredning.

Fredningen indebærer, at der hverken på selve fortidsmindet eller arealet i en 2

meters zone omkring dette må foretages ændringer eller indgreb i fortidsmindets

tilstand.

Foto 5. Gravhøj på dyrket mark. Foto: J.S. Schou

De ældste høje stammer fra stenalderen og kaldes stendysser. Stendysser er ikke

begravelsespladser, men nærmere en kultiske bygninger med 1-3 kamre af sten, ofte

omgivet af en kreds af randsten. Stendysser kan stå på næsten flad grund eller på en

normalt ret lav jordhøj. De egentlige gravhøje er begravelsespladser fra bronzealderen

og frem til overgangen til kristen tid i slutningen af vikingetiden. I Danmark er der

registreret spor efter omkring 85.000 gravhøje, hvoraf der i dag er godt 22.000 fredede

gravhøje tilbage, spredt over hele landet. En betydelig del er beliggende i det åbne

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

land og mange i agerlandet. Gravhøje er runde eller aflange, bygget af jord, sten og

tørv og flade på toppen. Gravhøje og stendysser er ofte beliggende højt i landskabet,

men en del er også placeret langs tidligere tiders vejanlæg. Mange høje og dysser

findes i det åbne land på eller i tilknytning til marker.

Omfang: Højenes størrelse og omfang varierer betydeligt. Thyras høj i Jelling er

Danmarks største. Den har en diameter på 65 meter. Mange høje er dog betydeligt

mindre og kan have en diameter på omkring 10 meter. Dertil kommer den 2 m brede

omgivende zone, som også er fredet.

Varighed: Da gravhøje og stendysser er fortidsminder anlagt i tiden fra bondestenalder

og til afslutningen af vikingetiden repræsenterer de nogle af eneste arealer, hvor

jorden ikke har været forstyrret og hvor vegetationsdækket har udviklet sig over en

meget lang periode (mellem 1000 og 3.500 år).

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Anlæg er ikke relevant, men høje

og dysser skal vedligeholdes, således at opvækst af træer og buske fjernes nænsomt.

Desuden må hverken dysser, høje eller randzoner gødskes eller sprøjtes

(Retsinformation 2014). Høje og dysser er landskabselementer under GLM (god

landbrugs- og miljømæssig tilstand), der er en del af den nuværende

krydsoverensstemmelse, hvilket omfatter at anlæggene ikke må ødelægges ligesom

de og den to meter brede randzone skal friholdes for træer og buske (LBST 2020).

Effekter på natur og biodiversitet

Gravhøje og stendysser kan være vigtige levesteder for et stort antal vilde dyr og

planter i agerlandet. Som levested er højene forskellige, alt efter om de er bevoksede,

og om de evt. bliver afgræsset, og idet alt pleje skal foregå under hensyntagen til

gældende lovgivning. Det er vigtigt at undgå, at selve højen og en bræmme på

mindst 2 m omkring den bliver tilført gødning eller sprøjtemidler. Derved fås den største

variation i dyre- og planteliv på gravhøjen. Da især bronzealderhøje er meget høje,

kan der på disse høje ikke bare være variation med geografisk orientering, men også i

højden, hvor de nedre dele i langt høje grad er påvirket af afdrift af gødningsstoffer og

pesticider.

Gravhøje og stendysser har betydning som refugier for overdrevs- og hedearter i et

ellers artsfattigt kulturlandskab (Reddersen et al. 2018, Hansen et al. 2008, Nielsen og

Bruun 2003, Tranbjerg et al. 2002).

På gravhøje og stendysser kan forekomme en række plantearter med en høj artsscore

(ASC; efter Fredshavn & Ejrnæs 2007). Således fandt Tranbjerg et al. (2002) og Nielsen

og Bruun (2003), at nogle gravhøje rummer en del plantearter af høj naturværdi.

Tilsvarende fandt Reddersen et al. (2018), at 32 % af de 181 plantearter, der blev

fundet på 16 stendysser i Nationalpark Mols Bjerge, var arter af høj naturværdi.

Variationen var dog betydelig, antallet af værdifulde plantearter pr. stendysse

varierede fra 0 til 16, og der blev ikke fundet rødlistede arter på stendysserne

(Reddersen et al. 2018). Arterne af høj naturværdi er generelt arter, der er knyttet til

næringsfattigt græsland. Nielsen og Bruun (2003) dokumenterede dog, at der er sket

en generel forarmning af floraen på gravhøje til fordel for næringstolerante og

konkurrencestærke samt skyggetålende arter, hvor der er sket en tilgroning af højene.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Gravhøje kan også rumme en særdeles rig insektfauna. Således fandt Hansen et al.

(2008) insekttætheder på gravhøje i Nationalpark Mols Bjerge, der var på højde med

og i enkelte tilfælde endog højere end på de bedste kendte insektlokaliteter på Mols.

Især jordbundsdyr-faunaen er unik på gravhøjene, og det ses som en tydelig

indikation på betydningen af de meget gamle uforstyrrede jordbunde.

Boks 18. Anbefalet implementering af virkemidlet ”Gravhøje og stendysser” mht. biodiversitet.

Anlæg af gravhøje og stendysser anses ikke for et relevant virkemiddel, men

bevarelse af eksisterende anlæg, samt den lovpligtige 2 m randzone, er vigtigt da

gravhøje og stendysser kan rumme en betydelig biodiversitet herunder også truede

arter.

Bevarelsen af randzonen er væsentlig i forhold til beskyttelse af biodiversiteten idet

randzonen er med til at reducere belastningen med gødskningsstoffer og pesticider.

Virkemidlet kan med fordel kombineres med behandlingsfrie bufferzoner.

Fjernelse af opvækst af træer og buske, der skal ske på en skånsom måde, kan

være væsentlig for bevarelsen af biodiversiteten på området.

Driftsøkonomisk effekt

Fortidsminder, der er beskyttet mod tilstandsændringer jf. museumsloven, har ikke

andre anvendelser, og lodsejeren har derfor ikke nogen alternativomkostning

forbundet med arealet. Offentlige ejere er pålagt at vedligeholde fortidsminder på

deres ejendom, men dette krav gælder jf. Kulturministeriet (2006) ikke for private

lodsejere, der må - men ikke skal - pleje fortidsminder. Kommunen kan desuden indgå

aftaler med private lodsejere om pleje. Derfor antages dette virkemiddel ikke have

nogen driftsøkonomisk betydning for private lodsejere.

4.3 Jord- og stendiger

De fleste jord- og stendiger er mindst 200 år. De blev etableret, fordi man havde

behov for at ind- eller udhegne græssende dyr. Mange diger var samtidig skellinjer,

der markerede fællesskabets eller den enkeltes ejendomsret til et bestemt område.

Fredsskovloven fra 1805 medførte krav om hegning vha. diger. Byggemåden varierer

fra egn til egn afhængigt af hvilke materialer, man havde til rådighed, f.eks. sten,

græs- og lyngtørv eller tang.

Sten- og jorddiger er beskyttet af museumslovens §29a, hvoraf det fremgår, at der ikke

må foretages ændring i digernes tilstand. Dette omfatter ikke træer og buske på diger,

der gerne må fældes og skæres ned, blot rødder og stubbe ikke fjernes. Af §29f

fremgår endvidere, at digerne og arealet inden for en afstand på 2 m ikke må

jordbehandles, gødes eller tilplantes.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Placering: Digerne ligger oftest i skel mellem marker eller ud mod veje.

Omfang: Digerne er lange linjeformede habitater, hvor en zone på 2 m omkring diget

fungerer som en buffer mod det omgivende markareal.

Varighed: Digerne er typisk anlagt for mindst 200 år siden.

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Hverken diger eller den 2 m brede

randzone på hver side af diget må jordbehandles, gødes eller tilplantes.

Effekter på natur og biodiversitet

Jord- og stendiger har stor betydning for mange arter i agerlandet, herunder planter,

bregner, mosser, laver, insekter inkl. bier og sommerfugle, edderkopper, snegle,

padder, krybdyr, flagermus, fugle og mindre pattedyr (Wind og Pindborg 1994). Den

eneste kendte danske undersøgelse af redesteder for humlebier viste, at jorddiger

havde den højeste tæthed af humlebireder (Skovgaard 1936). De kan fungere som

levested, men er også væsentlige som yngle-, overvintrings- og skjulested eller under

fødesøgning.

Især sløjfning, men også tilgroning, afdrift af pesticider og gødning, fjernelse af

vedplanter og anden renholdelse er vigtige trusler mod plante- og dyreliv på jord- og

stendiger (Wind og Pindborg 1994, Danmarks Naturfredningsforening 2020).

Boks 19. Anbefalet implementering af virkemidlet ”Jord- og stendiger” mht. biodiversitet.

Anlæg af jord- og stendiger anses ikke for et relevant virkemiddel, pga. de

tidsmæssige omkostninger i forbindelse med anlæg.

Bevarelse af eksisterende jord- og stendiger inkl. den lovpligtige 2 bufferzoner langs

diget er vigtig, idet digerne kan rumme en betydelig biodiversitet herunder både

fredede og truede arter.

Bevarelsen af bufferzonen er væsentlig i forhold til beskyttelse af biodiversiteten idet

den er med til at reducere belastningen med gødskningsstoffer og pesticider.

Virkemidlet kan med fordel kombineres med behandlingsfrie bufferzoner.

Beskyttelsen af digerne omfatter ikke træer og buske på diger, der gerne må fældes

og skæres ned, blot rødder og stubbe ikke fjernes. Buske og især træer på digerne

kan dog være gamle og værdifulde levesteder for truede arter af bl.a. flagermus og

hulrugende fugle. Virkemidlet bør derfor sikre bevarelsen af sådanne gamle træer

og buske.

Driftsøkonomisk effekt

Jord- og stendigerne er beskyttet efter museumsloven og har derfor ikke nogen

alternativ arealanvendelse. Der er intet krav om pleje til private lodsejere og derfor har

tilstedeværelsen af jord- og stendiger ingen særlig driftsøkonomisk betydning.

4.4 Stendynger

En stendynge er marksten, der er samlet og placeret i en bunke (stendiget er en

linjeformet stenbunke). Formålet er at etablere et permanent levested for arter, der

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

trives på og mellem sten. En stor stendynge placeret et solbeskinnet sted udgør et

vigtigt levested for mosser, laver og varmelskende smådyr, og stendynger er også et

godt overvintringssted for en del arter.

Placering: Stendyngen ligger uden for dyrkningsfladen da den bør være en

permanent struktur for at have væsentlig biodiversitetseffekt. Stendynger placeret på

et solbeskinnet sted har størst biodiversitetsværdi.

Omfang: Arealet behøver ikke være stort, måske 5 x 5 meter, men skal gerne have en

vis højde, således at en del af dyngen er solbeskinnet.

Varighed: Stendyngen bør være af permanent karakter.

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Stendyngen anlægges af

marksten indsamlet på de omgivende marker. Der skal gerne være en del store sten i

dyngen, for at den har værdi.

Effekter på natur og biodiversitet

Betydningen af stendynger, som levested for forskellige planter og dyr, er meget

dårligt undersøgt. Stendynger forventes dog at udgøre vigtige, uforstyrrede levesteder

for mosser, laver, insekter inkl. bier og sommerfugle, edderkopper, snegle, padder, og

krybdyr. Værdien som levested afhænger dog af placering og af at stendyngen er

uforstyrret.

Boks 20. Anbefalet implementering af virkemidlet ”Stendynge” mht. biodiversitet.

Stendyngen skal placeres uden for dyrkningsfladen og bør være en permanent

struktur for at have væsentlig biodiversitetseffekt.

Stendynger placeret på et solbeskinnet sted har størst biodiversitetsværdi.

Stendyngen anlægges af marksten indsamlet på de omgivende marker. Der kan

med fordel være sten af forskel størrelse i dyngen, herunder store sten.

Arealet behøver ikke være stort, måske 5 x 5 meter.

Driftsøkonomisk effekt

Stendynger er et biprodukt af stensamling i omdriftsmarker. Sten placeres ofte i

forbindelse med skel og hegn, hvor de ikke har nogen væsentlig betydning for driften

og derfor ikke har nogen driftsøkonomisk betydning. Stendynger er ikke beskytter og

kan i sjældne tilfælde have en ikke kvantificerbar offeromkostning, hvor stenene

ønskes anvendt til et andet formål.

4.5 Vandhuller

Bevaring af eksisterende vandhuller og andre vådområder er mindst lige så vigtig som

etablering af nye, idet indvandringen af arter tager tid (beskrevet i afsnit 3.11).

Eksisterende vandhuller er desuden vigtige som donorhabitater for nye vandhuller.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

4.6 Hede

I det følgende gennemgås hede som eksempel på en naturtype, hvor eksisterende

heder kan beskyttes og plejes eller nye heder kan etableres. Overdrev/græsland er

meget parallelt til hede både i forhold til pleje, beskyttelse og nyetablering.

Heden, som den ser ud i dag, er primært et resultat af menneskelig aktivitet, startende

for ca. 5000 år siden med kontrolleret afbrænding af den eksisterende skovvegetation

på næringsfattige arealer for at skabe græsningsarealer for husdyr (Nielsen &

Odgaard 2010). Efterfølgende har yderligere udpining af jorden fundet sted ved

dyrkning af hedearealerne (svedjebrug) og tørveskrælning (Webb 1998). Omkring

1800 var 40 % af Jylland dækket af hede (Buttenschøn and Schmidt 2015). Da

afbrændingerne blev færre eller ophørte, begyndte hederne at vokse til (Odgaard

2015). Hede finder vi derfor i dag på steder, hvor naturen er lysåben som følge af

tilbagevendende forstyrrelser, typisk udpining, brand, vind eller græsning, og hvor

vegetationen ikke er væsentligt påvirket af gødskning og/eller opdyrkning. Hede

findes således primært vest for israndslinjen på stærkt udvasket og sur bund (pH ca. 3-

4). Vegetationen på heder domineres typisk af lyngplanter samt en lille gruppe af

surbundstålende græsser og bredbladede urter (Ejrnæs et al. 2011a). Der kan indgå

vedplanter i vegetationen i form af mindre krat eller enkeltstående træer.

Marker, der tages ud af omdrift, kan udvikle sig til hede eller græsland, hvis jorden ikke

er for næringsrig, og hvis der er nærliggende naturområder, hvorfra planter, dyr og

svampe kan kolonisere de udtagne marker (Ejrnæs et al. 2008). Assisteret spredning

kan evt. anvendes til at fremskynde vegetationsudviklingen (afsnit 3.17). Heden som

naturtype vurderes stadig at være i tilbagegang, og det samme gælder mange af de

tilknyttede rødlistearter (Ejrnæs et al. 2011a).

Effekter på natur og biodiversitet

Sammenholdt med landbrugsord i omdrift giver fraværet af jordbearbejdning bedre

betingelser for jordbundsdyrene og mange insekter. Heder er hjemsted for mange lys-

og varmekrævende arter af især leddyr og planter. Et nyligt afsluttet projekt fandt

mellem 20 og 33 % af de danske arter af myrer, bier, løbebiller og svirrefluer på bare et

år på 4 heder – for myrerne på 6 heder, heriblandt en del truede arter (Schmidt et al.

2019; Hansen et al. 2020; Byriel et al. In prep.). Samme projekt fandt, at forskellige arter

reagerede forskelligt på pleje. Derfor er det vigtigt, at plejen sker som mosaikpleje, der

sikrer en blanding af områder med lav vegetation og ældre, højere, mere uplejet

hedevegetation. For at bibeholde hede er det vigtigt at undgå gødskning og sørge for

tilstrækkelig fjernelse af biomasse for at opretholde et lysåbent plantedække, som

resulterer i højere temperaturer i jordoverfladen. Overdreven tilgroning med buske og

træer er selvsagt ikke ønskeligt, men såvel smågrupper af buske som enkeltstående

træer skaber ekstra strukturel diversitet og er habitater for mange arter af insekter og

svampe, ligesom de forskellige slags dyregødning kan huse mange svampearter

(Ejrnæs et al. 2011a).

På grund af behovet for næringsfattig jord kan heder kun dannes på magre jorder,

hvor der ikke er tilført store mængder næringsstoffer. Desuden vil tilbagevenden til

hede tage mange år. Dette understreger vigtigheden af at bevare eller genoprette

allerede eksisterende hedearealer i landbrugslandet, herunder udføre de plejetiltag

der er nødvendige bl.a. for at reducere effekten fra gødningspåvirkninger. Det er

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

imidlertid også vigtigt ikke at pleje for intensivt og ensartet. En strukturelt divers hede

bestående af en mosaik af bar jord og vegetation i forskellige successionsstadier, inkl.

spredt forekomst af træer, har den største biodiversitetsmæssige værdi (Webb et al.

2010). En sådan mosaik kræver, at der anvendes flere forskellige plejetiltag, gerne en

kombination af afbrænding, slåning, tørveskrælning og græsning (Webb et al. 1998),

men for kraftig næringsstoffjernelse vil føre til en ubalance i forholdet mellem

næringsstofferne samt en forsuring, hvilket giver et fald i diversiteten af både planter

og insekter (Schmidt 2015).

Boks 21. Anbefalinger vedr. hede som biodiversitetsvirkemiddel.

Heder kræver næringsfattig, grovsandet jord og tilbagevendende forstyrrelser. Den

største biodiversitet ses på heder med en mosaik af bar jord og vegetation på

forskellige successionstrin, hvilket stiller store krav til plejen af eksisterende heder.

Hvor heden ligger i tilknytning til mark i omdrift kan virkemidlet med fordel

kombineres med behandlingsfrie bufferzoner.

Eventuel nyetablering af hede bør ske i nærheden af eksisterende, gammel hede

for at muliggøre rekrutteringen af arter af planter og dyr, som er typiske for heder.

Assisteret spredning kan evt. hjælpe vegetationen på vej.

Driftsøkonomisk effekt

Eksisterende hede er beskyttet af naturbeskyttelsesloven §3 og har derfor ikke en

alternativ anvendelse. Der kan foretages slæt eller afgræsning på arealerne, men der

er normalt ingen privatøkonomisk interesse i dette. I forbindelse med tilskudsordninger

under landdistriktsprogrammet (LDP), er der i Pedersen (2020) estimeret omkostninger

ved slæt på hede arealer til mellem 1.023 og 1.568 kr./ha afhængig af arealernes

størrelse. Ved afgræsning af arealerne er omkostningerne beregnet til mellem 1.222

og 2.731 afhængig af arealet størrelse og husdyrart, når der ses bort fra

helårsafgræsning med naturkvæg, idet de dyrevelfærdsmæssige betingelser for

helårsafgræsning (læ, mv.) ikke anses for at kunne være opfyldt på denne type

arealer. Der er ordninger i LDP, der muliggør tilskud til slæt eller afgræsning på disse

arealer, differentieret i forhold til om arealerne kan få grundbetaling eller ej. Satserne

ovenfor er sat ud fra antagelsen om at arealet ikke kan modtage grundbetaling.

Såfremt man vil etablere en hede ved, at opgive landbrugsjord vil der være en

arealmæssig alternativomkostning ud over de omkostninger der vil være til pleje af

arealerne. Jf. Martinsen et al. (2020), er der anvendt 1.883 kr./ha i arealmæssig

alternativomkostning. Der anvendes endvidere et tillæg på 200 kr./ha i evt.

alternativomkostning for tabt harmoniareal som standard i dette virkemiddelkatalog. I

Martinsen et al. (2020) har arealer med sandet jordbund (JB 1+3) dog en arealmæssig

offeromkostning på 576 kr./ha på tværs af forskellige driftsformer og ned til 44 kr./ha i

det laveste tilfælde. I Pedersen (2020) har meget ekstensive (braklagte) arealer der

kan få grundbetaling et negativ alternativt DBII i det der er en omkostning til

landbrugsaktiviteten (afpudsning). I Pedersen (2020) sat til 300 kr./ha ved årlig

afpudsning, men hvis aktivitetskravet bliver reduceret til et krav på aktivitet hvert andet

år vil omkostningen være omtrent 150 kr./ha.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Arealer der potentielt kunne overgå fra omdrift til hede, med behov for en

naturplejeindsat der sikre at arealerne holdes næringsfattige og lysåbne, vil kunne

være i konkurrence med andre ekstensive anvendelser. F.eks. kan der med evt.

kommende eco-schemes for ikke-produktive arealer, blive en alternativ værdi denne

type arealer i form af en lejeværdi som ”ikke-produktive arealer” som f.eks. (fjern)brak,

hvor der ikke må fjernes biomasse fra arealerne. Dette kan blive et reguleringsmæssigt

paradoks idet man af biodiversitets hensyn – ikke produktionsøkonomiske hensyn -

gerne vil have fjernet biomassen.

Inden for braklægningsreglerne er det tilladt at opstakke biomassen på marken (LBST

2020b), men det er ikke tilladt at fjerne biomassen fra arealet. En ordning der giver

tilskud til dette kunne evt. være af interesse på arealer, hvor der ikke kan, eller hvor der

ikke er privatøkonomisk interesse i at søge tilskud til biomasseslæt eller slæt under

Landdistriktsprogram (LDP) ordningen.

For arealer med ny hede er de driftsøkonomiske omkostninger vurderet til (op til)

(2.083+ 2.731=) 4.814 kr./år/ha. Den tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostning

beregnes ved at gange den driftsøkonomiske omkostning med nettoafgiftsfaktoren på

1,28, hvorved den velfærdsøkonomiske omkostning bliver 6.162 kr./år/ha. Hede

planter forudsættes etableret ved naturlig spredning fra nærtliggende hede arealer.

For arealer med pleje af eksisterende hede er de driftsøkonomiske omkostninger

vurderet til (op til) 2.731 kr./år/ha. Den tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostning

beregnes ved at gange den driftsøkonomiske omkostning med nettoafgiftsfaktoren på

1,28, hvorved den velfærdsøkonomiske omkostning bliver 3.496 kr./år/ha. Hede

planter forudsættes etableret ved naturlig spredning fra nærtliggende hede arealer.

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

5 Skovrejsning

Af Inger Kappel Schmidt og Vivian Kvist Johannsen (Institut for Geovidenskab og

Naturforvaltning) samt Gustav Marquard Callesen, Michael Friis Pedersen og Jesper

Sølver Schou (Institut for Fødevare- og Ressourceøkonomi).

Skovarealet i Danmark er fordoblet siden 1950, og det er overvejende sket ved

tilplantning af tidligere landbrugsarealer. Denne proces forventes at fortsætte, så vi

samlet når op på ca. 25 % skovlandskaber i Danmark inden udgangen af det 21.

århundrede. Skovrejsningen udgør dermed den største ændring af arealanvendelsen i

Danmark. Skovrejsning har igennem årene haft forskellige begrundelser og indtil for

nyligt overvejende relateret til driftsformål. Aktuelt ses de nye skove som et klimatiltag

og et middel til udtag af landbrugsjorde med lav kvælstofretention. Derudover indgår

de nye skove også i skovenes rolle i forhold til at bremse tilbagegangen i biodiversitet

af flere grunde. Skovrejsning vil have en positiv effekt på biodiversitet på arealet, hvis

referencen er landbrug. Skovrejsning i større omfang vil kunne fjerne presset for

skovprodukter fra eksisterende ældre skov med højt biodiversitetspotentiale, hvis vi

tilstræber en højere grad af selvforsyning. Næringsstoffer vil blive bundet i biomasse

og organisk materiale i jorden (Clark & Johnson, 2011) og mindske eller stoppe

udvaskningen af kvælstof fra arealerne (Hansen et al. 2007; 2008) og dermed gavne

biodiversiteten i det omgivende vandmiljø. Skovrejsning kan fungere som buffer mod

atmosfærisk kvælstofdeposition for særlig værdifuld skov (Gundersen 2008,

Gundersen & Johannsen 2016). På længere sigt kan de nye skove betyde

spredningsmuligheder for skovtilknyttede arter (Brunet, 2007). En vurdering af den

samlede effekt også bør inddrage de markedsmæssige forhold.

Når landbrugsjord tages ud af produktion for at give plads til skov, kan det primære

formål være biodiversitet og dermed dyrkningsophør (naturreservation) eller der kan

rejses skov med produktion som primære middel, men under hensynstagen til

biodiversiteten (naturintegration). De beskrevne virkemidler for fremme af biodiversitet

i nye skove vil afspejle hele gradienten fra naturintegration til naturreservation med

tiltagende fokus på biodiversiteten.

Afgrænsning

Selv om potentialet for høj biodiversitet ikke umiddelbart er tilstede i nyrejste skove på

landbrugsjord, er der ikke mindst i etableringsfasen mulighed for at påvirke det

kommende naturindhold i skoven. En række faktorer vil være afgørende for udvikling

af biodiversitet i de nye skove. De følgende afsnit vil gennemgå nogle af de vigtigste

faktorer, som træarter og træartssammensætning, etableringsmetode, lysninger og

våde områder. Udvikling af biodiversitet i nye skove er også afhængig af det

landskab, som skoven indgår i, hvor nærhed til gammel skov og dermed

spredningsmuligheder for skovtilpassede dyr og planter er en vigtig parameter (Brunet,

2007). Der er specielt tre landskabselementer, der er vigtige at tage i betragtning for at

vurdere en skovs potentiale for biodiversiteten: 1) skovens areal, 2) hvor isoleret skoven

er, og 3) hvilket landskab skoven indgår i. Større skovområder og nærhed til andre

skov- og naturområder er vigtige elementer for diversiteten i en skov, specielt hvis den

omgivne natur har høj naturkvalitet. Betydningen af landskabet er kun sporadisk

behandlet i kapitlet, men se Schmidt et al. (2020) for yderligere information.

Helårsgræsning er ofte nævnt som et af værktøjerne til at skabe heterogenitet i

100

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

skoven. Vi har ikke behandlet det i denne rapport, da græsning i forbindelse med

plantning af skov kan betyde manglende etablering af de nyplantede træer. Foregår

skovrejsning ved naturlig tilgroning kan skovgræsning overvejes til at skabe yderligere

dynamik. Der henvises til tidligere rapporter, hvor græsningen er gennemgået (Møller

et al. 2018, Buttenschøn og Gottlieb, 2019, Schmidt et al. 2020).

Fra landbrug til skov

Virkemidler til fremme af biodiversitet i skovrejsningsskove vil langt hen ad vejen være

de samme som for eksisterende skov, hvilket er behandlet i to rapporter om hhv.

indledende drift i forbindelse med omlægning af skov til biodiversitetsformål i henhold

til Naturpakken (Miljø- og Fødevareministeriet 2016; Møller et al. 2018) og virkemidler

til biodiversitet i privat skov (Schmidt et al. 2020). Selv om virkemidlerne er de samme i

eksisterende og ny skov, er udgangspunktet forskelligt. Landbrugsarealer i omdrift har

som regel været udsat for intensiv gødskning i mange år, og udviklingen af

naturindhold i nye skove vil derfor ikke nødvendigvis følge den samme retning som

ved tidligere skovrejsninger på mere marginale landbrugsjorder (særligt før

1990’erne). Den ændrede arealanvendelse fra landbrugsdrift til skov vil medføre store

ændringer. De tidligere landbrugsjorder har markant lavere indhold af kulstof, højere

indhold af kvælstof og derfor lavere C/N forhold end eksisterende skovjorder. Det

giver gode vækstbetingelser for hurtigt voksende urter. Det lave kulstofindhold betyder

lavere vandbindingsevne, og jorderne har højere pH end skovjorder (Hansen et al.

2008). Derfor vil de nye skove næppe understøtte de rødlistede arter, der er højt

specialiserede de første mange år, men de vil kunne understøtte den generelle

diversitet af skovtilknyttede arter, der også er i kraftig tilbagegang pga. fragmentering

og intensiveret brug af landskabet. Jorden under de nye skove vil langsom udvikle sig

hen imod forholdene i gammel skov (Tabel 5.1) og langsomt skabe betingelser for

biodiversiteten.

Tabel 5.1. Generelle forskelle mellem typiske landbrugsjorde og gamle skovjorde (efter

Hansen et al. 2008).

Landbrugsjord

Skovjord

30 cm homogeniseret pløjelag.

Organisk lag ophobet oven på varieret

mineraljord.

Højt kvælstofindhold, C/N = 8-10.

Højt fosforindhold.

Høj pH.

Høj nitrifikation.

Høj risiko for kvælstofudvaskning.

Hurtigtvoksende afgrøder og ukrudtsarter.

C/N = 20-30.

Lavere fosforindhold.

Lav pH.

Lav nitrifikation.

Lavere kvælstofudvaskning.

Langsomtvoksende skovarter.

101

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Udviklingen i biodiversitet i nye skove

Undersøgelser af biodiversiteten i nyere skove er oftest lavet på skovbundsvegetation.

Det er også en af de artsgrupper, der først responderer på skovrejsning. Cunningham

et al. (2015) sammenstillede litteratur om udvikling i skovens ressourcehabitater og

forskellige organismegrupper de første 100 år efter skovrejsning (Figur 5.1).

Figur 5.1. Konceptuel figur over mulig udvikling i ressourcehabitater (firkantede bokse) og

forskellige taxa efter skovrejsning. Den tidslige udvikling vil være forskellig i forskellige

skovtyper og afhængig af skovdrift. Figuren er baseret på litteratur fra tempereret skov. Efter

Cunningham et al. (2015).

Figuren afspejler den store variation i den tidslige udvikling i diversiteten af de

forskellige taxa. Danske undersøgelser viser tilsvarende en gradvis udvikling af

skovbundsvegetation i nye skove (Figur 5.2; Schmidt et al. 2008, Mikkelsen, 2013). På

mere næringsrige jorde er der i de første årtier en massiv opvækst af mælkebøtte,

burresnerre, rajgræs, kvikgræs og brændenælder, hvorimod der udvikles en mere

typisk skovbundsflora i skovrejsningsområder på sandede jorde (Schmidt og

Brandbyge, 2017), hvor næringspuljerne efter dyrkning er mindre. I overensstemmelse

herned fandt Lassen og Larsen (2018høj karplantediversitet i nåleskove og relaterer

det til, at de overvejende plantes på sandede jorde.

102

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Figur 5.2. Udviklingen i urtefloraens skovtilknytning med bevoksningsalder undersøgt i

Vestskoven ved København (Schmidt et al. 2008). Skovindekset er her defineret som 0 for

arter, der ikke findes i skov til 3 for arter, der kun er udbredt i skov baseret på arternes levested i

henhold til den danske feltflora (Hansen, 1996). Skovindeks for gammelskov er baseret på den

200-årige nærliggende Ledøje Plantage.

Lassen og Larsen (2018) observerede også en indvandring af egentlige

skovbundsurter efter 20-30 år i deres undersøgelse af skovrejsningsskove, selv om arter

fra agerlandet stadig dominerede. Samtidig med udviklingen i floraen ændrer jorden

sig. I løbet af de første 30-50 år stiger kulstofmængden i jorden, der dannes et organisk

lag på skovbunden, og pH falder (Barcena et al. 2014). Ændringerne er mere

markante ved skovrejsning på sandet bund (Sørensen, 2015).

Effekt

For skovrejsning er der fokus på virkemidler, der benyttes i forbindelse med etablering

af nye skove. For biodiversitetsfremmende tiltag i eksisterende skov henvises der til

tidligere rapporter (Møller et al. 2018, Buttenschøn og Gottlieb, 2019, Schmidt et al.

2020). Virkemidlernes effekt på forskellige organismegrupper vil afhænge af en række

valg f.eks. skovrejsningsmetode, træarter og plantetæthed. Disse valg vil spille

sammen med den pågældende lokalitet f.eks. topografi, jordtype og tidligere

gødskning samt af det omgivne landskab og ikke mindst tid siden skovrejsning.

Desuden vil effekten af tiltaget afhænge af om referencen er landbrug eller ældre

skov.

Skovrejsning med støtte er et varigt tiltag og det er også en vigtig præmis, da

udviklingen i biodiversitet i de nye skove er afhængig af spredning af skovtilpassede

arter fra omkringliggende skov eller hegn og afstanden til ældre træer eller skov er

afgørende, da mange skovtilpassede arter ikke er tilstede på de tidligere dyrkede

103

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

marker. Mange skovarter har begrænset spredning (Brunet, 2007), så det tager tid.

Desuden er mange arter afhængige af et skovklima, før de kan etablere sig, så der

skal først udvikles et kronedække og et førnelag. Effekten af de forskellige

biodiversitetsfremmende tiltag vil derfor først vise sig efter årtier eller hundrede år (se

Figur 5.1).

Generelt vil det dog gælde, at alle tiltag vil have en positiv effekt på biodiversiteten i

eller udenfor skoven og anvendelse af flere virkemidler vil have større effekt end valg

af bare et virkemiddel, hvis referencen er landbrug. Der er ikke udarbejdet en score for

effekten.

Biodiversitetsvirkemidler og støtteordninger til skovrejsningen

”Formålet med tilskud til privat skovrejsning at etablere nye skove, der forbedrer

vandmiljøet og naturen ved en reduktion af kvælstof til søer, fjorde og/eller indre

farvande, på privatejede landbrugsarealer. Sekundært skal privat skovrejsning

etablere nye skove, som beskytter drikkevandsressourcer eller binder kulstof.”

(Miljø-

og Fødevareministeriet, 2020).

Terrestrisk biodiversitet er således ikke en del af målsætningen for nye skove. Der

indgår elementer i støtteordningerne af positiv betydning for biodiversiteten på selve

skovrejsningsarealet. Der er således tilskud og pligt til at plante løvskovbryn. Der er krav

om mindst to træarter i løvskove og mindst 3 træarter ved nåleskov. Løvskove er

generelt mere artsrige end nåleskove og tilskuddet til løvskov er højere end til

nåleskov, hvilket kan ses som biodiversitetsfremmende. Der er en positivliste af

træarter og krav om en vis indblanding af løvtræer i nåleskov. Andre virkemidler med

en positiv effekt på biodiversiteten er der ikke taget højde for i støtteordningerne, som

f.eks. etablering af lysninger og vådområder. Træløse områder kan indgå med op til

10 % af arealet, men de er ikke støtteberettiget i den nuværende tilskudsordning

(Miljø- og Fødevareministeriet, 2020). Tilsvarende kan arealer med naturlig tilgroning

som etableringsmetode indgå, men er heller ikke støtteberettigede.

I de følgende afsnit 5.1-5.8 er der beskrevet en række virkemidler, som kan forbedre

grundlaget for biodiversiteten i nye skove på landbrugsjord. De fleste af disse tiltag kan

implementeres allerede i forbindelse med design og etablering af ny skov. De enkelte

virkemidler vil generelt have en gavnlig effekt på biodiversiteten. Dyr og planter har

forskellige krav til omgivelserne og forskellige tiltag vil tilgodese forskellige organismer,

så en variation af virkemidler i en skov vil understøtte flest dyr og planter. Nogle arter er

knyttet til specifikke træarter, andre har behov for lys og varme eller fugtigt og koldt

miljø, så potentiale for høj biodiversitet skabes ved at øge heterogeniteten i skoven (se

desuden afsnit 2.1.1).

Skovrejsning har et langsigtet formål. Udvikling af biodiversitet i de nye skove tager

ligeledes rigtig lang tid, så selv om en del biodiversitetstiltag kan implementeres, når

skovene etableres, vil effekten på biodiversiteten i selve skoven måske først begynde

at vise sig efter 20-30 år eller senere. Rejses skov med støtte, vil den være omfattet af

fredskovspligt og er dermed et varigt tiltag. De første mange år vil der være en effekt

på det omgivende vandmiljø i form af nedsat tilførsel af kvælstof og gradvist udvikles

biodiversiteten i selve skoven. Perspektivet er som angivet i Figur 5.1 fra årtier til

århundreder. Under de enkelte virkemidler er der angivet varighed med fokus på

104

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

implementering af tiltaget. Generelt antages virkemidlerne at have en gradvist

stigende og varig effekt på biodiversiteten.

Særligt i forhold til de driftsøkonomiske beregninger

Siden 2016 har private skovrejsningsprojekter kunnet fortsætte grundbetalings-

tilskuddet såfremt der har været tilsagn til skovrejsningen, men om ordningen er

permanent eller tidsbegrænset vides ikke (LBST, 2020f). Det forudsættes på den

baggrund, at grundbetalingen kan fastholdes på linje med de øvrige virkemidler på

dyrkningsfladen.

For virkemidlerne til skovrejsning gælder, at de fleste skal ses som et tillæg til

almindelig skovrejsning. Der anlægges altså en marginalbetragtning, hvor

meromkostningerne forbundet med virkemidlerne beskrives. Det betyder, at de tiltag,

der lægger beslag på et areal tilskrives en arealmæssig alternativomkostning på linje

med virkemidlerne på dyrkningsfladen afhængig af deres udbredelse. Virkemidler, der

omhandler ændringer i anlægs- eller driftspraksis, er meget kontekstafhængige, og

antagelserne bag beregningerne specificeres i de enkelte virkemidler under

afsnittene om driftsøkonomi. Samfundsøkonomien beregnes ved anvendelse af

nettoafgiftsfaktoren på 1,28 (se afsnit 2.2).

5.1 Reduceret jordbearbejdning ved etablering

Jordbearbejdning i forbindelse med kulturanlæg har til formål at skabe plads til

fremspiring og vækst af træer uden konkurrence fra græsser og urter.

Nuværende regler og praksis:

I de nuværende støtteordninger er der mindstekrav til antallet af levende vedplanter i

kulturen efter fem år (Tabel 5.2). Tilskuddet minimeres efter de nuværende regler, hvis

der foretages reolpløjning før plantning.

Tabel 5.2. Mindstekrav til antallet af levende vedplanter under de nuværende

skovrejsningsstøtteordninger.

Bevoksningstype

Antal planter pr. ha

Løvtræsbevoksning eller løvskovbryn

4000

Ekstensiv løvtræsbevoksning eller ekstensiv

2000

løvtræsbryn

Nålebevoksning

2800

Ekstensiv nålebevoksning

1400

Naturlig tilgroning

Alternative kulturmetoder med lidt eller ingen jordbearbejdning anvendes, men der er

behov for udvikling og demonstration med hensyn til teknik, økonomi, overlevelse,

skovbillede, naturindhold, N-udvaskning mv. (Gundersen og Buttenschøn, 2005).

Omfang: Hele arealet med undtagelse af områder, der tages fra til lysninger og

vådområder.

Varighed: Jordbearbejdning vil kun foregå i forbindelse med anlæg af skov. Etablering

af skov er langsigtet, da arealet pålægges fredskovspligt efter Skovloven.

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Der har været forsøg med

mellemafgrøder for at mindske konkurrence med plantede træer, og dermed mindske

105

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

behovet for jordbearbejdning, da der er krav om overlevelse af et antal planter/ha i

støtteordningen efter de første 5 år (Tabel 5.2).

Effekter på natur og biodiversitet

Der er få undersøgelser af, hvad jordbearbejdning i skov betyder for jordbundens

fauna eller på elementer af betydning for biodiversiteten i skov (Löf et al. 2012; Ravn,

2004). Der er rapporteret øget diversitet af bundvegetation ved indledende

jordbearbejdning, da brud i bunddække og blotlægning af mineraljord giver plads til

nye arter. Jordbundens organismer er til gengæld meget sensitive overfor udbredte

forstyrrelser af jordbunden (Petersen og Gjelstrup, 1987), da de ofte har begrænset

spredningsevne. Skovrejsning har et udgangspunkt i jorder, der er forstyrret af lang tids

landbrugsdrift, og hvor de skovtilknyttede arter således ikke er til stede. Derfor er

indledende jordbearbejdning ved skovrejsning ikke en trussel mod etablering af en

flora og fauna relateret til skov. Mens mekanisk jordbearbejdning havde en negativ

effekt på biller i gammel skovjord, blev der observeret en diversitets-fremmende effekt

på skovrejsningsarealer på tidligere dyrket jord (Ravn, 2004). Vi ved, at hurtig

etablering af et vegetationsdække vil minimere eller stoppe udvaskningen af kvælstof

fra et areal efter få år (se afsnit 5.6). Jordbearbejdning i forbindelse med kulturanlæg

kan være med til at fremme hurtig etablering af træerne og dermed mindske tabet af

næringsstoffer til vandmiljøet.

Det er ikke kun jordbearbejdning, der påvirker jordbunden og dens organismer. Kørsel

med tunge maskiner betyder komprimering af jorden og påvirkning af hydrologien i

skoven (Callesen et al., 2017) og især skovbundsplanterne er sensitive (Godefroid og

Koedam, 2004). Landbrugsjorderne til skovrejsning har været udsat for kørsel med

tunge maskiner, så hvis der foretages en indledende jordbearbejdning, er det vigtigst

at løsne jorden i køresporene og dermed på sigt påvirke biodiversiteten positivt, hvis

fremtidig kørsel med tunge makiner udelades. Det kan også betyde en bedre

rodudvikling for træerne.

Boks 22. Anbefalinger vedr. reduceret jordbearbejdning som biodiversitetsvirkemiddel.

Jordbearbejdning anbefales generelt ikke i skov, da jordbundsorganismerne er

sensitive overfor forstyrrelse af jordbunden.

Ved anlæg af nye skove på tidligere landbrugsjord er udgangspunktet en forstyrret

jord og jordbearbejdning i forbindelse med etablering af skov er ikke en trussel mod

biodiversiteten. En indledende jordbearbejdning kan tværtimod have en gavnlig

effekt for biodiversiteten, hvis jorden er komprimeret af kørsel med tunge køretøjer

og løsnes ved jordbearbejdning.

Desuden vil blotning af bar jord fremme etablering af træerne og dermed en

hurtigere udvikling af skoven og tilbageholdelse af kvælstof på arealet.

Efter indledende jordbearbejdning bør der ikke køres i skoven med tunge køretøjer.

106

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Driftsøkonomisk effekt

Her beskrives de marginale omkostninger forbundet med ikke, at anvende

reolpløjning ved etablering af skovrejsning.

Såfremt skovrejsningen anlægges med reolpløjning, vil det medføre en omkostning til

jordbearbejdning i omfanget 3.500 kr./ha, såfremt der ikke forekommer store sten i

undergrunden eller jorden er meget leret (personlig kommunikation Bent Holm

Alternativt kan skoven anlægges med almindelig pløjning og en efterfølgende

harvning. Pløjning på landbrugsjord koster i omegnen af 725 kr./ha og en harvning til

såbed koster 258 kr./ha (Planteavlsnyt, 2019). Der vil imidlertid forekomme stor

variation i praksis, og der eksperimenteres sågar med anlæggelse direkte i stubben

påfølgende en nedvisning af afgrøden. Den marginale besparelse på

jordbearbejdning uden reolpløjning, er derfor i omegnen af 2.517 kr./ha (3.500 -

(725+258)).

Reolpløjning anvendes, fordi det generelt øger overlevelsen af planterne (Matthesen,

1993) og den reelle driftsøkonomiske forskel på de to jordbearbejdninger vil derfor

inkludere en overvejelse om at genplante mistede planter, øge plantetallet ved

anlæggelsen eller beregne det driftsøkonomiske tab fra et lavere plantetal. Her regnes

på, at øge plantetallet med det forventede tab ved planteafgang, dvs. planter, der dør

inden for de første år efter udplantning.

Der er evidens for, at reolpløjning øger væksten, både blandt nåle- og løvtræer

(Matthesen og Pedersen, 1995a), hvorfor det kan have betydning for udbyttet senere i

bevoksningens levetid, men uden at det kan kvantificeres yderligere her. Det kan også

ses, at reolpløjning har størst betydning for en reduktion i planteafgang for

nåletræarterne rødgran og sitka (Matthesen og Pedersen, 1995b).

Et forsøg fra Tårupgård Plantage på et stormfaldsareal viser, at planteafgangen uden

jordbearbejdning var 33 %, 26 % ved traditionel boring og 19 % ved reolboring

(dybdeboring) af plantehullet (Theilby, 2012). Det antages her, at reolpløjning fører til

samme planteafgang som reolboring og planteafgangen i plantagedrift kan

sammenlignes med planteafgang ved skovrejsning. Dermed øges planteafgangen

altså med 14 %-point, hvis der ikke anvendes reolpløjning, og ved 4.000 planter/ha

ved skovrejsning, giver det et øget behov for plantning af 540 planter per ha. Med en

omkostning på 3,4 kr./stk. til plantning og 1,75 kr./stk. til planter, (Lundhede og

Jacobsen, upubliceret) giver det en meromkostning ved øget behov for genplantning

på -2.781 kr./ha. Sammenholdes det med besparelse på jordforberedelsen kan det

ses, at der reelt tabes -264 kr./ha, eller som en annuitet på –11 kr./ha/år ved ikke at

reolpløje på de arealer, der ellers er egnet til reolpløjning. De -11 kr./ha/år

repræsenterer den driftsøkonomiske omkostning, hvorimod denne skal opjusteres med

28 % for beskrivelse af de samfundsøkonomiske omkostninger til 14 kr./ha/år (se afsnit

2.2).

5.2 Træartsdiversitet

Fordelingen af træarter i skovene er et af de elementer, der har størst betydning for

skovens biodiversitet (Scherber et al. 2010, Scherber et al. 2014). Det skyldes, at

fra Gammelskov Maskinstation

107

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

mange af skovens organismer er knyttet til specifikke træarter (Dahlberg og Stokland,

2004), og flere træarter sammen betyder flere forskellige levesteder og en større

potentiel diversitet.

Nuværende regler og praksis:

I den aktuelle tilskudsordning er der indbygget et vist økonomisk incitament til at

tilgodese biodiversiteten, idet plantning med løvskov og løvskovbryn udløser det

højeste tilskud. Der er en liste over godkendte arter og provenienser (oprindelse).

Der er for løvskov krav om, at mindst 50 % er hjemmehørende arter, 10 % af

planteantallet skal være en anden træart end hovedtræarterne, og mindst 75 % af

planteantallet skal være løvtræer. Op til 40 % kan bestå af små træer, buske og/eller

ammetræer, som ikke forventes at indgå i det fremtidige kronetag. Ammetræer må

maksimalt udgøre 30 %. Eventuelle holme med nåletræer skal have mindst 20 m

afstand fra hinanden (Miljø- og Fødevareministeriet 2020). Desuden er der et generelt

krav om, at træarterne skal fordeles over arealet.

For nåleskov skal der være mindst 10 % løvtræer eller mindst 3 forskellige nåletræarter,

hver med mindst 10 % af planteantal. Op til 40 % kan bestå af små træer, buske

og/eller ammetræer, som ikke forventes at indgå i det fremtidige kronetag.

Ammetræer må maksimalt udgøre 30 %.

Der er krav om og også tilskud til ydre løvskovbryn, der i den gældende ordning skal

være 10-40 m brede, dog mindst 20 m mod nord og vest. Brynene skal bestå af 100 %

løvtræer og buske. Hvor det er egnstypisk, kan der indplantes ét stabilt nåletræ per

100 m. Buske skal udgøre mindst 20 % og maksimalt 60 % af det samlede antal

planter. Ammetræer må maksimalt udgøre 30 %. Buske kan plantes fortrinsvist i

yderste række af skovbrynet.

Naturlig tilgroning kan anvendes på 10 % af arealet, der udlægges til skovrejsning

under den aktuelle tilskudsordning. Træartsdiversiteten er ofte høj, når skovrejsning

foregår ved naturlig succession (Pedersen et al. in prep A).

Varighed: Langsigtet, idet arealet pålægges fredskovspligt efter Skovloven.

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Valg af træart påvirker arealet i

minimum en træalder.

Effekter på natur og biodiversitet

Både træartsvalg og fordelingen af træarter i skovene er et af de elementer, der har

størst betydning for skovens biodiversitet (Scherber et al. 2010; Scherber et al. 2014) og

som til en vis grad er tilgodeset i støtteordningen anno 2020. Jo flere forskellige

træarter sammen, jo flere forskellige levesteder vil der være i skoven. De forskellige

træarter har en række egenskaber, der bidrager til biodiversiteten. Træerne selv vil

bidrage med levesteder og føde for en række af skovens organismer. Desuden vil de

påvirke omgivelserne afhængigt af, om det er lys- eller skyggetræer og om træernes

løv er letomsætteligt eller svært nedbrydeligt. Skove med en varieret

træartssammensætning vil huse flere herbivore insektarter og individer og samme

mønster ses for deres predatorer (O’Brien et al. 2017). O’Brien et al. (2017) viste at

sammensætningen af træarter og insektarter var korreleret, hvilket indikerer at

108

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

insekterne er knyttet til specifikke træarter. Hjemmehørende træer og buske har flere

organismer tilknyttet. Disse arter har derfor den største betydning for biodiversiteten af

f.eks. insekter og svampe (Southwood, 1961; Kennedy & Southwood, 1984; Dahlberg

& Stokland, 2004; Penone et al. 2018). Penone et al. (2018) undersøgte i et studie 13

taxa i 150 bøgedominerede bevoksninger i 3 regioner i Tyskland. De fandt bl.a., at en

øget indblanding af eg i bøgebevoksninger generelt havde en positiv indvirkning på

artsdiversiteten af de fleste undersøgte overjordiske artsgrupper. Tilsvarende fandt

Godefroid et al. (2005), at indblanding af andre løvtræarter i bøgeskov havde en

positiv effekt på bundvegetationen relateret til en hurtigere omsætning af førnen. En

undersøgelse af ældre bøgeskove på Sjælland viste, at indblanding af andre

løvtræarter i bøgebevoksninger var positivt korreleret med diversiteten af

skovbundsfloraen (Riis-Nielsen, 2017), hvilket igen var korreleret til jordens

vandindhold. Studier peger desuden på, at f.eks. indblanding af nåletræer i løvskov

øger den strukturelle heterogenitet (Pretzsch et al. 2016) og artsdiversitet (Gao et al.

2014), da nåle- og løvtræer understøtter forskellige arter (Penone et al. 2018).

En analyse af data fra Den Nationale Skovstatistik (NFI) viser, at der gennem de

seneste 30 år er registreret 55 forskellige vedplanter på arealer med skovrejsning og

artsantallet svarer til, hvad der er fundet af arter i Naturstyrelsens arealer, hvor

skovrejsningen er foregået ved naturlig tilgroning (Pedersen et al. in prep B). Der er

dog stor forskel på arterne i de plantede skove og skove, som er et resultat af naturlig

tilgroning. De plantede skove har flere hurtigt voksende eksotiske nåletræsarter og en

lavere andel af pollen- og nektarplanter (Pedersen et al. in prep B) og dermed mindre

betydning for biodiversiteten end skov med højere andel af hjemmehørende

løvtræarter. I Danmark er de hjemmehørende arter hovedsageligt løvtræarter med

undtagelse af skovfyr, taks og ene. De ikke-hjemmehørende træarter er næsten alle

nåletræer. Da nåletræsarterne overvejende har haft kort tid i landet, har de generelt

færre organismer tilknyttet (Southwood, 1961) end løvtræerne med lind som en

undtagelse.

En ny undersøgelse fra 33 af Naturstyrelsens skovrejsningsområder viser, at naturlig

tilgroning ved etablering af nye skove på landbrugsjord er et godt middel til at skabe

skov med en høj diversitet af træer og buske. Frøkilder i randzonen af det udlagte

tilgroningsområde har stor indflydelse på tilgroningshastigheden og diversiteten af

træer og buske (Pedersen et al. in prep. A). Selv om forladte landbrugsarealer naturligt

vil gro til med træer og buske og skabe en mere divers skov, er hovedparten af de nye

skove plantet, da naturlig tilgroning kan være en langsom proces. Denne proces kan

dog fremmes med forskellige tiltag (se afsnit 5.8 om assisteret spredning).

109

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Boks 23. Anbefalinger vedr. træartsdiversitet som biodiversitetsvirkemiddel.

Træartsvalg og -sammensætning er vigtigt for skovens biodiversitet, da mange af

skovens organismer er knyttet til specifikke træarter, og flere træarter sammen

betyder flere forskellige levesteder og en større potentiel diversitet.

Løvskov er generelt mere artsrig end nåleskov, så det anbefales at plante løvskov

med flere træarter eller sørge for en vis indblanding af løv i nåleskove.

Det anbefales at plante hjemmehørende træarter, da en relativ større del af skovens

organismer er knyttet til de hjemmehørende træarter.

Det er vigtigt med en høj andel af pollen- og nektarplanter, hvilket ofte findes i skove

etableret med naturlig tilgroning eller hvor dette prioriteres i tilplantningen.

Driftsøkonomisk effekt

Her beregnes det marginale tab forbundet med at have løvtræer frem for nåletræer.

Nåletræ har generelt en højere træproduktionsværdi, hvorfor krav om løvtræ i

skovrejsning vil medføre et driftsøkonomisk tab. Baseret på beregninger i Lundhede og

Jacobsen (ikke udgivet) kan det udledes, at der vil være en årlig forskel i afkastet per

ha mellem nåletræ og løvtræ på 71-742 kr. afhængig af boniteten

(annuitet, se

kapitel 2). Den samfundsøkonomiske omkostning er 28 % større end den

driftsøkonomiske på 71-742 kr./ha/år og er derfor 91-950 kr./ha/år.

Såfremt der stilles krav til flere løvtræsarter, vil der være flere økonomiske effekter på

produktivitet, stormfald osv. i spil, som ikke kan kvantificeres nærmere inden for

rammerne af denne udredning.

5.3 Lysninger

Der anvendes ofte et højt planteantal i nye skove. Det giver en mørk og ensartet skov,

hvor der måske først kommer lys til skovbunden, når træerne er 20-50 år gamle.

Lysninger i skoven er ofte skabt af naturlige katastrofer som døde træer og stormfald

eller pga. vandlidende jord. De naturlige katastrofer hører oftest hjemme i de sene

skovfaser og vil derfor ikke forekomme i nye skove, med mindre der aktivt etableres

lysninger ved at undlade at tilplante et areal eller ved etablering af våde partier, hvor

vandstanden i hvert fald periodevis vil hindre tilgroning af skov med et tæt

kronedække.

Nuværende regler og praksis:

Ved skovrejsning kan der inddrages lysåbne arealer, der ikke tilplantes, som en del af

et samlet skovareal. Vejledning for tilskud angiver, at skovrejsning skal minimum være

2 ha. Ifølge de gældende EU-regler kan lysåbne arealer, såfremt de enkeltvis eller

tilsammen omfatter et areal

≥

0,1 ha ikke medregnes i det tilplantede skovareal. Det

omfatter f.eks. skovveje, søer, moser og andre udyrkede arealer. Skovlovens regler om

omfang af lysåbne arealer og græsning vil være gældende i skovrejsning med tilskud.

Åbne arealer må gerne drives med ekstensiv landbrugsdrift med f.eks. slåning, høslæt

Både jordværdi- og annuitetsberegning er baseret på 1,5 % i rente.

110

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

eller afgræsning som led i naturpleje af arealerne (Miljø- og Fødevareministeriet,

2020).

Varighed: Etablering af lysåbne arealer sker i forbindelse med tilplantning. Indgår

åbne arealer i skoven, er de pålagt fredskovspligt og drives efter Skovlovens regler

(Miljø- og Fødevareministeriet, 2020).

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Inddragelse af yderligere arealer i

skovrejsningen. Arealet vil udgå af aktiv produktion fra den tidligere

landbrugsanvendelse.

Effekter på natur og biodiversitet

Skabelse af lysbrønde og lysåbne arealer vil give en række indre bryn, der har stor

betydning for biodiversiteten. En del arter er tilknyttet skovlysninger, hvor der er lys og

varme, men ikke kraftig vind. Andre arter har komplekse krav til omgivelserne og er

måske afhængig af kerneskov i larvestadiet, men søger føde på pollen- og

nektarplanter i lysningerne som voksen. Lysningerne kan desuden bruges til at fremme

udviklingen af en mere heterogen skovstruktur (Bauhus et al. 2009). Et studie af

lysninger versus lukket kronedække viser en stigende diversitet af skovbundsfloraen i

lysninger på op til 20-30 m i diameter (Kern et al. 2014), mens Tinya og Ódor (2016)

fandt at karplanter og mosser responderede på mindre lysninger på 5-10 m, mens

opvækst af vedplanterne var associeret til større lysninger på 25 m diameter. I

forbindelse med levende hegn vil lysninger kunne udgøre faunakorridorer for pattedyr.

Ved etablering af skoven kan et mindre areal udlægges til naturlig tilgroning og

lysninger. Lysninger kan som sagt også skabes ved hjælp af naturlig hydrologi.

111

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Boks 24. Anbefalinger vedr. lysninger som biodiversitetsvirkemiddel.

Lysbrønde og lysåbne arealer vil give en række indre bryn, der har stor betydning for

biodiversiteten. En del arter er tilknyttet skovlysninger, hvor der er lys og varme, men

ikke kraftig vind.

Lysninger kan med fordel placeres, hvor dyrkningsgrundlaget for skov er dårligst og

hvor der samtidig er størst potentiale for udvikling af varierede levesteder. Det kan

være i fugtige lavninger, på vandlidende jorde eller på stejle skråninger. Ofte vil

virkemidlet kunne kombineres med etablering af vådområder. Lysninger kan med

fordel indgå i den overordnede planlægning og design af skovrejsningen (herunder

øvrig beplantning, adgangsveje etc.)

Lysningers størrelse, form og alder har betydning for biodiversiteten. Hvis diameteren

er < 1 x bevoksningshøjden understøtter lysningen regeneration af skyggetolerante

træer, hvorimod et diameter:højde-forhold på 1,5 eller mindst 2,0 understøtter hhv.

intermediært lyskrævende og lyskrævende træer (Muscola et al. 2014).

Lysninger på 20-30 m i diameter anbefales, hvis målet er en artsrig bundvegetation.

Større lysninger på 1.5 – 2 gange træhøjden af bevoksningen fremmer tilgroning

med lystræarter.

Lysninger kan med fordel holdes åbne, indtil lysninger naturligt dannes i de senere

skovfaser efter årtier til måske 100 år.

Større lysninger vil give plads til mere dynamiske overgange mellem skov og

lysåben natur.

Driftsøkonomisk effekt

Her beregnes den marginale omkostning ved at anlægge 0,1 ha lysning i forbindelse

med en nettoskovrejsning på 1,0 ha.

Anlæggelsen af lysninger ved skovrejsning øger arealet, der er nødvendigt til

skovrejsningen, såfremt der ønskes det samme effektive skovareal. Derfor vil

anlæggelsen af lysninger medføre en arealmæssigomkostning til den alternative

landbrugsudnyttelses, der er én til én mellem lysningens areal og den alternative

landbrugsudnyttelse; jf. punkterne (1) og (2) i kapitel 3, hvor der beskrives en

alternativomkostning til 1.000 m

lysning/ha skovrejsning. Dermed er punkt (1) og (2)

meromkostninger til skovrejsningen.

Derudover må det også forventes, at der ved anlæggelsen af lysninger også skabes

en indre rand afhængig af lysningens størrelse (3). Hvis der er tale om større lysninger

vil det reducere trækvaliteten af træerne, der vokser i kanten af lysningen, eftersom de

vil få flere lavt siddende grene. Der vil være stor variation i udviklingen af lavt

siddende grene afhængigt af, hvor stor lysningen er og i den økonomiske betydning af

disse afhængigt af træarten.

Hvis det antages, at skovranden er 10 meter bredt og lysningen er 1.000 m

og rund,

så vil arealet af randen være 1.435 m

per ha (Figur 5.3). Hvis det antages, at en

112

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

forøgelse af randarealet nedsætter kvaliteten af fremtidige træprodukter således, at

sortimentsfordelingen af træprodukter giver 50 % færre højkvalitetskævler i

randarealet i egeskov, dvs. de 0,1435 ha, da vil nutidsværdien heraf være 34 kr. lavere

per ha

eller 0,6 kr./lysning/år for gode jorde. I bøgeskov vil der være tale om lidt

større omkostninger. Antag igen, at mængden af højkvalitetskævler reduceres med 50

% på gode jorde i randarealet, dvs. de 0,1435 m

. Det giver et tab i jordværdien på

1.110 kr. eller en årlig omkostning per lysning på 17 kr. De 17 kr./lysning/år forventes,

at være den øvre grænse for tab, eftersom der her er tale om en højproduktiv jord.

Bemærk, at de 0,6 kr. for i egeskov og 17 kr. for bøgeskov ikke beskriver tabet af 1 ha

med skov der er påvirket af rand, men omkostningen ved en hektar med et randareal

på 1.435 m

. Omkostningen ved en reduktion af kvaliteten af træerne i randarealet vil

være helt afhængig af hugstregimet, jordbundstypen og lysforholdene.

Figur 5.3. Illustration af areal med indre rand ved lysning på 1.000 m

I tillæg må det forventes, at der vil forekomme en øget udgift til hegn ved

anlæggelsen af lysninger, såfremt det samme effektive skovareal skal realiseres (4),

denne ekstraomkostning kan dog være beskeden. Skovøkonomisk Tabelværk (2003)

angiver nutidsomkostningen til opsætning, eftersyn og nedtagning af hegn til -17.208

2020-kr./ha skovrejsning eller -43 kr./meter. Hvis vi antager, at skovrejsningsarealet

øges med 10 % pga. lysninger, vil den øgede omkostning til hegn falde med arealet

pga. det faldende forhold mellem omkreds og areal. Såfremt at skovrejsningsarealet

er kvadratisk vil den øgede årlige omkostning til hegn være -57, 36 og 26 kr. per

hektar for skovrejsning på henholdsvis 2, 5 og 10 hektar ved anlæggelse af 1.000 m2

lysning per hektar skovrejsning. Endvidere må det forventes, at lysningerne forbedrer

det jagtmæssige potentiale af arealet. I Tabel 5.3 beskrives således den årlige

omkostning per ha ved anlæggelse af 1.000 m

lysning i forbindelse med skovrejsning

på én ha.

Under forudsætning af 160 års omdriftsalder (den optimale) og 1,5 % diskonteringsrente.

113

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 5.3. Drifts- og samfundsøkonomiske omkostninger forbundet med anlæggelsen af 1.000

lysning i kr./ha/år.

Årlig omkostning i kr. per ha skovrejsning med

1.000 m

lysning

Jordrente (1)

Harmoniareal (2)

Rand (3)

Hegn (4) ved 2 ha

Hegn (4) ved 5 ha

Hegn (4) ved 10 ha

Sum 2 ha skovrejsning

Sum 5 ha skovrejsning

Sum 10 ha skovrejsning

Driftsøkonomi Samfundsøkonomi

-188

-20

-17

-57

-36

-26

-282

-261

-251

-241

-26

-22

-73

-46

-33

-361

-334

-321

Eksisterende støtteordninger

Der gives i de nuværende ordninger ikke støtte til lysåbne arealer inden for Skovlovens

grænser.

5.4 Vådområder i skoven

Skovens vådområder er typisk artsrige sammenlignet med tør skov og huser en særlig

flora og fauna, der varierer i henhold til vådområdets type og beskaffenhed. Da

skovrejsning sker på landbrugsarealer, der typisk er drænede, vil etablering af våde

områder kræve, at der sker en lukning af grøfter og/eller dræn.

Nuværende regler og praksis:

Søer og moser (og andre vådområder) kan indgå i skovrejsning, men de er ikke

omfattet af støtteordninger og de tæller ikke med i skovarealet. De nuværende tilskud

til etablering af vådområder gælder kun landbrugsarealer. Ved skovrejsning med

tilskud må vådområder maksimalt udgøre 0,1 ha under den aktuelle tilskudsordning

Vandløbsloven og dens regler skal tages i betragtning ved ændring/genskabelse af

naturlig hydrologi på alle arealer, da en genetablering af et vådområde i en del af

skovrejsningen kan hæve vandstanden i andre dele og få utilsigtede konsekvenser.

Placering: Vådområder vil naturligt opstå i lavninger eller på vandlidende jorde, hvis

dræning ophører. Placeringen kan i mange tilfælde forudses ved undersøgelse af

terrænkortet for området, som det også angives i vejledningen til den aktuelle

støtteordning for Skovrejsning. Etablering af våde områder kan med fordel indgå i en

helhedsplan, hvor også de lysåbne områder indtænkes.

Omfang: I den aktuelle støtteordning indgår vådområder (søer og moser) ikke i

opgørelsen af skovarealet.

Varighed: Lukning af grøfter og dræn er en engangsforanstaltning. Det etablerede

vådområde vil permanent være et område uden nævneværdig træproduktion.

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Naturlig hydrologi og vandstand

kan genskabes ved aktiv eller passiv grøftelukning eller tilstopning af dræn. Aktiv

lukning af grøfter eller dræn indebærer, at man tilstopper dem og derved fjerner deres

vandførende evne. I løbet af kort tid vil arealet blive vådere. Passiv lukning indebærer

114

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

et ophør af vedligeholdelsen af grøfter og dræn, som langsomt tilstoppes med jord,

løvfald og kviste. Denne proces kan være langsom.

Effekter på natur og biodiversitet

Skovens vådområder er typisk artsrige sammenlignet med tør skov, og huser en særlig

flora og fauna, der varierer i henhold til vådområdets type og beskaffenhed. Ved at

etablere et eller flere vådområder i en nyplantet skov kan man på sigt skabe en

naturlig skovdynamik, og gavne biodiversiteten.

Etableres vådområder i en skovrejsning, kan det resultere i lysninger og artsrige og

dynamiske overgange mellem vådområder og skoven. Man kan med fordel lade en

rand omkring vådområdet stå uden plantning, så der ved naturlig tilgroning etableres

en vegetation af urter, buske og småtræer, der kan tåle periodevis oversvømmelse.

Disse overgangszoner har høj diversitet. Kombinationen af skov og vådområder giver

ophav til en række unikke habitater, der sjældent findes i det åbne land. Træer giver

bl.a. læ til pattedyr og en række svagt-flyvende insekter, hvis larvestadie er tilknyttet

vådområder som døgnfluer og stankelben (Kirby 1992; Byriel et al. 2020). Andre

insekter er tilknyttet friske blade, bark eller dødt ved i dele af deres livscyklus og

vådområder i andre dele, og de har derfor behov for at kunne bevæge sig mellem

habitaterne (Kirby 1992). Nedfaldent løv er også en vigtig fødekilde for nedbrydende

organismer. Ved høj jordfugtighed kan denne førne huse en særdeles arts- og

individrig jordbundsfauna (Frouz 1999). Dette afspejles, under gunstige redeforhold, i

fødenettet på højere trofiske niveauer i form af en øget forekomst af fugle og

flagermus i vådområder.

Vandstanden spiller en afgørende rolle for artssammensætningen og fordelingen af

træer og omvendt har træarter en betydning for vandstanden. Nåletræer har et højere

vandforbrug end løvtræer og kan dermed udtørre jorden (Christiansen et al. 2008),

hvorfor nåletræer ikke bør plantes tæt på vådområder, der ønskes opretholdt.

Boks 25. Anbefalinger vedr. vådområder som biodiversitetsvirkemiddel.

Skovens vådområder er typisk artsrige sammenlignet med tør skov. Etableres

vådområder i en skovrejsning, kan det resultere i lysninger og artsrige og dynamiske

overgange mellem vådområder og skoven. Fluktuerende vandstand vil hæmme

tilgroning og skabe diversitet i og omkring vådområdet.

Vådområder vil naturligt opstå i lavninger eller på vandlidende jorde, hvis dræning

ophører.

Selv små vådområder vil have stor betydning for biodiversiteten.

Man kan med fordel lade en rand omkring vådområdet stå uden plantning, så der

ved naturlig tilgroning etableres en vegetation af urter, buske og småtræer, der kan

tåle periodevis oversvømmelse. Disse overgangszoner har høj diversitet.

115

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Driftsøkonomisk effekt

Her beregnes det marginale omkostning til at etablere vandhuller eller vådområder

på 0,1 ha per hektar nettoskovrejsning.

Etablering af vådområder og vandhuller i forbindelse med skovrejsning vil jf. Tabel 5.4

medføre en øget alternativomkostning fra landbrugsproduktionen (1) og evt. tab af

harmoniareal (2), se beskrivelse under lysninger.

Såfremt der ønskes anlæg af vandhuller i et skovrejsningsområde henvises til afsnit

3.11 for dokumentation til omkostningen til etablering af vandhul (3). Her beskrives

således et vandhul med et samlet areal på 0,24 ha med bræmme, men i forbindelse

med skovrejsning må det maksimalt fylde 0,1 ha under den aktuelle tilskudsordning.

Det giver en nutidsværdi på -23.000 kr. per vandhul til anlæggelse af et vandhul der

samlet set fylder 1.000 m

, eller som en årlig omkostning for en hektar med ét 1.000 m

vandhul på 920 kr. Disse omkostninger skal ses i tillæg til de summerede værdier vist i

afsnit 3.11, eftersom der forventes de samme randeffekter, som beskrevet i afsnittet

omring hegnsomkostninger og en overvejelse om dannelsen af en indre rand (4).

Ønsker man at genskabe naturlig hydrologi på arealet og har arealet oplevet en

betydelig dyrkningsmæssigforbedring af jorden siden dræning, vil lukning af dræn

selvsagt reducere dyrkningspotentialet. Det driftsøkonomiske tab ved lukning af dræn

er meget afhængigt af, hvordan arealet er drænet i dag, herunder omfang og tilstand

af dræn. Man skal samtidig være opmærksom på, at dræn oftest krydser

matrikelgrænser, hvorfor lukningen af dræn på et areal kan have følgeeffekter på

andre arealer. Her antages, at lukningen kan gennemføres uden betydning for øvrige

arealer. Selve lukningen af dræn vil afhænge meget af de givne drænings- og

jordbundsforhold, men i et scenarie hvor 1 times arbejde med en gummiged eller en

stor rendegraver kan lukke det på en time, vil lukningen af dræn koste ca. 760 kr.

(Planteavlsnyt, 2019) eller 30 kr. om året (5). Hvis det antages, at lukningen af dræn

medfører, at arealet ikke kan dyrkes, vil det der alene være tale om en

alternativomkostning til arealudnyttelsen (se afsnit).

116

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 5.4. Driftsøkonomiske omkostninger til anlæggelse af vådområder i forbindelse med

skovrejsning.

Kr. per hektar skovrejsning per år

Jordrente (1)

Harmoniareal (2)

Anlæg af vandhul (3)

Øget hegn og tab af trækvalitet (4)

Lukning af dræn (5)

2 ha

-188

-20

-920

-74

-30

5 ha

-188

-20

-920

-53

-30

10 ha

-188

-20

-920

-43

-30

Tabel 5.5. Samfundsøkonomiske omkostninger til anlæggelse af vådområder i forbindelse

med skovrejsning.

Kr. per hektar skovrejsning per år

Jordrente (1)

Harmoniareal (2)

Anlæg af vandhul (3)

Øget hegn og tab af trækvalitet (4)

Lukning af dræn (5)

2 ha

-241

-26

-1178

-95

-38

5 ha

-241

-26

-1178

-68

-38

10 ha

-241

-26

-1178

-55

-38

Det er tilladt at benytte op til 10 % af skovrejsningsarealet til vådområder. Etablering af

vådområder vil dermed betyde et produktionstab for det pågældende areal samt

anlægsudgifter, som kan være minimale, hvis det kan etableres ved lukning af dræn

eller betragtelige, hvis det er nødvendigt at grave vådområdet ud.

5.5 Dødt ved, livstræer og kvashegn

Dødt ved er levested for ca. 25 % af skovens organismer (Stokland et al. 2012). Dødt

ved genereres specielt i de sene skovfaser og dermed vil der være mangel på dødt

ved i mange år i de nye skove. Det vil derfor være af stor betydning, at solitære træer

eller levende hegn bevares, hvis de findes på skovrejsningsarealet. Selv om der ikke er

dødt ved i nye skove, vil der dog relativt hurtigt kunne skabes dødt ved i forbindelse

med første tyndingshugst. Dødt ved af mindre dimensioner har også mange arter

tilknyttet vil kunne tilgodese saproxyliske arter (arter, der er afhængige af dødt ved i

hele eller dele af deres livscyklus) ved at efterlade en del hugstmateriale i skoven.

Livstræer er træer, der får lov at leve til de dør en naturlig død. Udpegningen fokuserer

normalt på gamle træer, som beskyttes, så de kan blive ældgamle og huse sjældne

og truede arter, indtil de dør og vælter omkuld i skovbunden. Hvis der er ældre træer

på et kommende skovrejsningsområde, kan de med fordel bibeholdes og udpeges til

livstræer, der er beskyttet mod hugst. Det kan f.eks. være bevaring af eksisterende

hegn og/eller solitære løvtræer der findes på eller i tilknytning til

skovrejsningsområdet. Alternativt kan der plantes 5-10 lidt større træer/ha, som kan

blive fremtidens livstræer.

Nuværende regler og praksis:

Dødt ved har generelt været fjernet fra skovene. Mængden af dødt ved er dog

stigende, men stadig lav. Tilskudsordningen til skovrejsning fokuserer på de første 5 år

117

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

efter tilsagn og etablering, og dermed før træernes mortalitet starter, og før der udføres

hugst.

Omfang: Der er få undersøgelse af, hvor meget dødt ved, der skal til for at understøtte

levedygtige populationer af saproxyliske arter. I et review af Müller & Bütler (2010)

estimerer de, at i skove domineret af bøg og eg vil det kræve 30-50 m

-1

dødt ved

for at opretholde bæredygtige populationer af saproxyliske organismer. Desuden skal

der helst ikke være længere end 2-300 m mellem forekomster af dødt ved. På

Naturstyrelsens arealer udpeges 5 livstræer per hektar i gennemsnit.

Varighed: Der skal kontinuerligt tilføres dødt ved, så der skal efterlades dødt ved på

arealet ved hver tyndingshugst. Jo større dimensioner af stammer desto længere vil

veddet understøtte tilknyttede saproxyliske arter. Tiltaget skal fortsætte, til der naturligt

dannes dødt ved fra syge eller aldrende træer, fra stormfald og fra livstræer efter årtier

eller århundreder.

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Livstræerne bør være

hjemmehørende træarter, især løvtræer som ask, eg, bøg, lind, men også gerne

skovfyr.

Effekter på natur og biodiversitet

Dødt ved er vigtigt for den biologiske mangfoldighed i skovene, som habitater for en

lang række organismer, som laver, mosser, svampe samt insekter (Johannsen et al.

2015; Stokland et al. 2012) og små fugle (Küffer and Senn-Irlet, 2005). Det skønnes, at

25 % af arterne i tempererede og boreale skove er saproxyliske (Dahlberg og

Stokland, 2004, Stokland et al. 2012, Atrena et al. 2020). De to største organisme-

grupper tilknyttet dødt ved er insekter og svampe.

Der tales ofte om dødt ved i store diameterklasser, f.eks. > 60 cm, da en del

højtspecialiserede arter er knyttet til dødt ved med stor diameter. I de nye skove vil det

tage mange årtier, før der kan produceres dødt ved i de diameterklasser og arterne i

gammelt dødt ved vil være forskellige fra arterne i ungt ved (Gossner et al. 2008). Den

svenske artsdatabase (Dahlberg og Stokland, 2004) viser, at 50 % af ved-tilknyttede

arter forekommer på dimensioner af ved med en diameter > 20 cm, og 15 %

foretrækker ved > 40 cm. Hos insekterne foretrækker hovedparten af arterne ved > 20

cm mod kun 16 % af trætilknyttede svampe. Vender man tallene om, viser de, at 50 %

af arterne kan klare sig på dødt ved < 20 cm i diameter og 85 % af arterne kan leve på

dødt ved < 40 cm i diameter. Undersøgelsen viser også, at få arter har stærk

præference for en specifik størrelse. Det skal dog ses i forhold til, at der savnes

information for mange arter. Flere studier har undersøgt, hvilken betydning størrelsen

af det døde ved havde på diversiteten af trælevende svampe (Heilmann-Clausen og

Christensen, 2004, Nordén et al. 2004). De konkluderede, at dødt ved i små

diameterklasser udgør et vigtigt habitat for visse trælevende svampe, da det har en

større overflade per volumen.

Dødt ved vil med tiden udvikle huller, som små pattedyr og fugle lever i. Det kræver

større dimensioner dødt ved, men det er nærliggende at antage, at kvashegn til en vis

grad kan kompensere for denne mangel, selv om deres funktion for forskellige taxa

endnu ikke er dokumenteret. De vil også kunne fungere som insekthoteller.

118

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Foto 6. Kvashegn er de seneste år dukket op i landskabet. Hugstaffald kan i nye skove med

fordel samles i kvashegn eller bunker, da det vil skabe varierede forhold i veddet. Nederste lag

kviste, grene og stammer vil være i kontakt med jorden. Samling af kvas og tyndede træer vil

desuden skabe levesteder for mindre pattedyr og fugle, der ofte mangler levesteder i de nye

skove.

119

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Boks 26. Anbefalinger vedr. dødt ved som biodiversitetsvirkemiddel.

En stor del af skovens organismer er knyttet til dødt ved. En øget mængde dødt ved

gavner især insekter og svampe.

Der anbefales mindst 30-50 m3 dødt ved pr ha. Det varer mange år før nye skove

begynder at producere store mængder dødt ved, men man kan lade hele eller dele

af tyndingshugsten ligge på skovbunden.

Det anbefales at samle noget af det døde ved i kvasbunker ved de første

tyndingshugster. Det vil kunne understøtte flere organismegrupper end insekter og

svampe, f.eks. små pattedyr og fugle. Af hensyn til spredning af arterne, skal der ikke

være mere end 2-300 m mellem bunkerne. Ved at samle veddet i bunker, vil noget

af det være i kontakt med jorden og forblive vådt og køligt og andet vil være

soleksponeret, varmt og tørt, hvilket vil tilgodese flest mulige arter.

Hvis der ikke allerede findes træer på arealet, kan man ved etableringen af ny skov

overveje at indplante lidt større træer, der skal blive til fremtidens livstræer. De kan

placeres med lidt mere luft omkring i skovbryn eller ved indre bryn, så de får en

bredere krone.

Syge eller skadede træer kan man lade stå, da de vil være de første til at producere

dødt ved.

Det kan anbefales, at der gives tilskud til bevaring af eksisterende hegn og/eller

solitære løvtræer ældre end 50 år, hvis disse findes på skovrejsningsområdet.

Desuden foreslås tilskud til etablering af kvas-hegn ved efterladelse af 10-15 m

/ha

i 10-20 m ranker i forbindelse med tyndingshugst.

Driftsøkonomisk effekt for dødt ved fra tyndingshugst

Her beregnes omkostningen ved at lave ikke-kommercielle udtyndinger og placere

veddet i rækker til biodiversitetsformål.

En forøgelse af dødt ved i skovrejsningsprojekter kan ske ved at efterlade

tyndingshugst i skovens tidlige år. Både omkostningen hertil og mængden af dødt ved,

der kan efterlades, er helt afhængigt af jordens produktivitet, træarterne og

hugststyrken og man vil derfor forvente stor usikkerhed heromkring (Jørgensen et al.

2017). Antag derfor, at hvis den første udtynding i en egebevoksning på bonitet 2

ligger i år 33, vil man ved stærk hugst udtage ca. 20 m

/ha, jf. beregninger til

Lundhede og Jacobsen (upubliceret). Hvis hele denne mængde hugges og efterlades

i skovbunden, vil det medføre maskinomkostninger som Skovøkonomisk Tabelværk

(2003) opgør til -6.826 2020-kr. per hektar, samt den tabte indtægt fra salg af flis som

udgør -1.394 kr./ha jf. Lundhede og Jacobsen (upubliceret). Der vil forekomme stor

forskel i omfanget af omkostningen ved denne udtynding pga. forskellig tilvækst og

driftsregimer og man kan forestille sig skovrejsningsscenarier, hvor der ikke vil være en

omkostning og derfor bør omfanget af denne variation kortlægges yderligere.

Diskonteres disse tabte indtægter og omkostninger fra år 33 til år 0 fås en

nutidsomkostning af virkemidlet på -2.253 kr./ha. Denne omkostning vil kun

120

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

forekomme én gang i virkemidlets levetid og vil derfor i de første 33 år af

skovrejsningen koste 119 kr. per hektar årligt (se afsnit om annuitetsberegningen).

Samling af hugstaffald i kvashegn er ikke en merudgift, hvis man alligevel samler

materialet i forbindelse med salg til f.eks. flisning. Hvis det ikke skal flises, kan man

efterlade det spredt i bevoksningen uden udgift, men der vil være et mindre

tidsforbrug pr ha, hvis det samles.

Såfremt hugstmaterialet ønskes placeret i rækker, kunne man, da der er tale om små

dimensioner, forestille sig, at materialet blev trukket ud og placeret i rækker eller hegn,

hvor det stables, så vidt muligt, vertikalt for hver 20 meter. Det tager skønsvist 4 timer

ekstra per hektar á 206 kr./time (se afsnit 2.2) og derfor koster det altså 824 kroner per

hektar i år 33. Det giver en nutidsværdi på 226 kr./ha eller en årlig omkostning de

første 33 år på 12 kr./ha.

Tabel 5.6. Drifts- og samfundsøkonomiske omkostninger ved, at lave ikke-kommercielle

udtyndinger og efterlade vedmassen (kr. per ha skovrejsning per år).

Årlige omkostninger de første 33 år af

skovrejsningen.

Ikke-kommercielle tyndinger

Placering i rækker

Driftsøkonomi

119

Samfundsøkonomi

152

5.6 Næringsstoffjernelse ved skovrejsning

Formålet med tilskud til privat skovrejsning er at forbedre vandmiljøet og naturen ved

en reduktion af kvælstof til søer, fjorde og/eller indre farvande (Miljø- og

Fødevareministeriet, 2020).

Etableres skovrejsning med jordbearbejdning inden plantning vil

kvælstofudvaskningen de første år være på niveau med udvaskningen fra landbrug

beregnet til gennemsnitlig 61 kg N/ha/år. Når træerne er veletableret efter få år, vil

der følge en periode med høj vækst, hvor træerne opbygger kroner og danner et

organisk lag på skovbunden. Her vil den nye skov forbruge af jordens kvælstof og

samtidig optage, hvad der måtte komme fra luften, og nitratkoncentrationen vil være

omtrent nul. Når træerne bliver ældre end 20-25 år, begynder de alene at vokse i

vedmassen, der er kvælstoffattig. Kvælstofoptaget i træerne bliver mindre, og

nitratkoncentrationerne i jorden kan stige igen (Gundersen, 2018, Eriksen et al., in

press).

Selv om skovrejsning betyder et stop for gødskning, vil der stadig tilføres kvælstof fra

luften (Gundersen et al. 2006). Skovrejsning vil dog både på kort og lang sigt nedsætte

næringsstoftilgængeligheden i jorden og udvaskningen til vandmiljøet. Set over en

omdrift vil udvaskningen i gennemsnit variere fra 5 til 15 kg N/ha/år (Eriksen et al. in

press). Niveauerne vil være afhængige af nedbør, atmosfærisk kvælstofdeposition,

jordtype og dyrkningshistorie. De nye skove vil altså have en vis nitratudvaskning, der

dog vil være væsentlig mindre end fra landbrug, som ligger på gennemsnitligt 61

kgN/ha/år (Eriksen et al. in press), men ofte større end udvaskningen fra ældre skove.

121

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Landbrugsjorderne er tilsvarende beriget med fosfor, der hovedsageligt transporteres

til det omgivende miljø ved erosion og udvaskning i makroporer som fosfor i

jordpartikler eller organisk materiale (Andersen et al. 2020). Denne transport ophører

overvejende med skovrejsning, men det betyder også, at jordene vedbliver at være

fosforberigede.

Massivt udtag af biomasse (f.eks. ved hugst af ammetræer) vil fjerne en del af de

overskydende næringsstoffer fra tidligere landbrugsdrift og dermed forbedre

grundlaget for mere biodiversitet på lang sigt. Der er endnu ikke lavet opgørelse over

næringsstoffjernelse ved hugst, som der er for de lysåbne naturtyper (Schmidt og

Gundersen, 2018). Fjernelse af næringsstoffer kan ske ved i en kortere periode at

dyrke en hurtigt voksende mellemafgrøde uden gødskning. Der har overvejende

været fokus på kvælstof, men de høje fosforniveauer vil også påvirke udviklingen i

biodiversiteten i de nye skove.

Nuværende regler og praksis:

Områder med lav tilbageholdelse af kvælstof er prioriteringsgrundlag i de nuværende

støtteordninger.

Placering: De nye skove skal placeres, hvor der er højest belastning med kvælstof til

vandmiljøet, hvilket allerede indgår som prioriteringsgrundlag i den eksisterende

ordning. De nye skove kan også fungere som bufferzone mod høj atmosfærisk

kvælstofnedfald, hvor særlig værdifuld skov ligger eksponeret for høj påvirkning med

ammoniak fra punktkilder. Afsætning af kvælstof fra punktkilder vil være specielt høj i

den fremherskende vindretning. Afsætningen aftager eksponentielt fra skovkanten og

er således specielt forhøjet i de første 100 m.

Varighed: Hurtig tilgroning med græs og urter samt tilplantning vil have en effekt på

næringsstoftilgængeligheden i jorden inden for de første 2-5 år. Ammetræer kan have

effekt inden for 30 år. Binding af kvælstof i biomasse og organisk stof i jorden vil

fortsætte i 150-200 år eller mere, hvis der kontinuerligt fjernes biomasse.

Anlæg og/eller ændringer, som tiltaget indebærer: Der kan overvejes at dyrke en

energiafgrøde uden gødskning som mellemafgrøder og uden brug af

kvælstoffikserende ammetræer som rødel, da det mindsker næringsstoffjernelsen fra

arealet.

Effekter på natur og biodiversitet

De nye skove fra de seneste 25-30 år er overvejende blevet rejst på intensivt dyrket

landbrugsjord og afviger fra forrige tiders skovrejsningsskove på mere mager jord.

Landbrugsjorden har været udsat for intensiv gødskning i mange år, og især de store

næringspuljer har sået tvivl om, hvorvidt skovrejsning kan være med til at øge

naturindholdet i Danmark. Skovene og de tilknyttede organismer vil i lang tid være

præget af de høje mængder næringsstoffer.

En hurtig tilgroning af arealet er afgørende for at mindske udvaskningen af NO

-N fra

arealet (Gundersen et al. 2006) og dermed mindske påvirkningen af diversiteten i

vandmiljøet i og uden for fladen. En række studier har vist en 80-90 % nedgang i

udvaskningen, hvis mere end 50 % af jorden er dækket med vegetation (Emmett et al.

1991) og der er en høj negativ korrelation mellem vegetationsdækket og

nitratudvaskningen (r

=0,7; Mellert et al. 1998).

122

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Der er i Danmark lavet en del undersøgelser af udviklingen i skovbundsfloraen i de nye

skove, der er etableret efter 1989. Undersøgelser viser en massiv opvækst af

agerlandets hurtigt voksende urter som mælkebøtte, burresnerre, rajgræs, kvikgræs og

brændenælder på morænejorde de første 20-30 år, hvorimod der i

skovrejsningsområder på sandede jorde ret hurtigt udvikles en mere typisk

skovbundsflora (Schmidt og Brandbyge, 2017, Lassen and Larsen, 2018). Udvikling af

en typisk skovbundsflora er ikke kun udfordret af de høje næringskoncentrationer i

jorden, men også af arternes spredningspotentiale. En stor del af skovbundens urter er

myrespredte og det er en udfordring i et fragmenteret landskab (Hermy and Verheyen,

2007). Selv om de næringskrævende plantearter ikke generelt understøtter rødlistede

arter, er en del insekter ledsagearter til dem. En art som brændenælde er f.eks.

levested for larver af nældens takvinge, admiral og dagpåfugleøje.

Hvad de høje næringskoncentrationer gør ved skovens andre taxa, ved vi meget lidt

om.

Boks 27. Anbefalinger vedr. næringsstoffjernelse som biodiversitetsvirkemiddel.

Nye skove rejst på landbrugsjord indeholder store næringspuljer, som især på

morænejorde vil hæmme udviklingen af en rig skovbundsflora.

De nye skove kan med fordel placeres, hvor der er højest belastning med kvælstof til

vandmiljøet. De nye skove kan også fungere som bufferzone mod høj atmosfærisk

kvælstofnedfald, hvor særlig værdifuld skov ligger eksponeret for høj påvirkning

med ammoniak fra punktkilder.

Indblanding af hurtigt voksende træarter og efterfølgende hugst af disse kan

overvejes til fjernelse af næringsstoffer. Det vil hurtigt mindske kvælstofudvaskningen

og dermed positivt påvirke diversiteten i omkringliggende vådområder.

Hvis der i de første årtier dyrkes skov med hovedformålet at producere biomasse og

fjerne næringsstoffer, anbefales det at indplante træer, der på sigt skal blive til skov

med høj træartsdiversitet.

Der er endnu ikke dokumentation for effekten på biodiversiteten af kvælstoffjernelse

på selve skovfladen, men rationalet er, at en intensiv produktion og hugst vil fjerne

især kvælstofoverskuddet og dermed på sigt bedre forholdene for skovtilknyttede

arter.

Der anbefales plantning uden brug af kvælstoffikserende ammetræer som rødel, da

det mindsker næringsstoffjernelsen fra arealet. Der benyttes ikke renafdrift, da det vil

mobilisere kvælstof, der er lagret i jorden.

Driftsøkonomisk effekt vedr. reduktion af næringsstoffer gennem fjernelse af biomasse

Her beregnes den årlige gevinst ved at rejse en poppelkultur forud for en blivende

løvskov.

Fjernelse af biomasse i forbindelse med skovrejsning kan ske ved en omdrift af

højproduktive arter som poppel forud for den blivende skov. På en høj bonitets jord og

123

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

en omdriftstid på 20 år giver poppel en nutidsværdi i omfanget 5.175 kr./ha

(Lundhede og Jacobsen upubliceret)

eller en årlig gevinst på 301 kr. Bøg på

højbonitet har en jordværdi på 51.335 kr./ha (Lundhede og Jacobsen, upubliceret),

men vil først blive reel efter år 20 og diskonteres derfor til 38.115 kr./ha eller 572

kr./ha/år ( se afsnit # om annuitetsberegning). Dermed giver skovrejsning med en

poppelkultur med efterfølgende bøgeskov en årlig gevinst på 873 kr./ha/år. Rejses

der derimod bøgeskov i år 0, vil den årlige gevinst fra jordværdien på 38.115 kr./ha

være 770 kr./ha/år. Dette eksempel viser, at der på gode boniteter reelt kan være tale

om en gevinst, at anlægge poppelkulture forud for den blivende skov i omegnen af

103 kr./ha/år (873-770).

Der anvendes 1,5 % i rente til jordværdi- og annuitetsberegning.

124

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 5.7. Forskellen mellem to skovrejsningsscenarier; ét hvor der anlægges en poppelkultur

forud for den blivende skov og ét hvor den blivende skov rejses i år 0. (baseret på

modelleringer fra Lundhede & Jacobsen, ikke publiceret). Bonitet 2.

Kr. per ha skovrejsning per år.

Poppel

Bøg (fra år 20)

Sum

Driftsøkonomi

301

572

873

Bøg fra år 1

770

Gevinst ved fjernelse af biomasse 103

Samfundsøkonomi

385

732

1117

986

132

Eksisterende støtteordninger

I den aktuel tilskudsordning indgår kvælstofretentionen som del af prioritering af

skovrejsningsprojekter. Der er mulighed for tilskud til ydre løvskovbryn, der i den

gældende ordning skal være mindst 20 m brede mod nord og vest, som dermed kan

begrænse afsætning af kvælstof i den egentlige skov fra punktkilder, som vil være

specielt høj i den fremherskende vindretning.

5.7 Naturlig tilgroning

Skovrejsning ved naturlig tilgroning er et virkemiddel, der oftest vil skabe den mest

varierede skov med en stor andel af hjemmehørende buske og træer (Pedersen et al.

in prep B). Varieret skovstruktur er svært at opnå i de tidlige skovfaser i plantet skov.

Naturlig tilgroning sker ofte over en længere periode og skaber dermed en

uensaldrende bevoksning med varieret skovstruktur fra start. Koloniseringen domineres

i starten af vindspredte arter som birk. Trækoloniseringen med fuglespredte arter kan

fremmes med opsætning af fuglepæle, etablering af stenbunker eller plantning af

skovøer med træer, man ønsker at fremme i skoven, da fuglene bruger disse strukturer

til rasteplads.

Naturlig tilgroning kan benyttes, hvis arealet er vådt eller stejlt, hvis der er fortidsminder

at beskytte, eller hvis man ønsker en mere vild skov. Naturlig tilgroning kan være en

langsom proces og der er rapporteret tilgroninger på nærtliggende arealer fra 0 til 100

% inden for de første 20 år (Pedersen m.fl. in prep. A). Hurtig etablering af græsser og

urter på arealet kan forsinke etableringen af skov i årtier til mere end 100 år (Aude et

al. 2002, Kepfer-Rojas et al. 2014). Træarterne, der koloniserer områder, vil afhænge

af tilstedeværelsen af frøkilder i nærheden. Hvor naturlig tilgroning benyttes som

etableringsmetode er det derfor oplagt at bruge assisteret spredning for at øge

tilgroningshastigheden og påvirke træartssammensætningen (se afsnit 5.8).

Nuværende regler og praksis:

Naturlig tilgroning kan anvendes på 10 % af arealet, der udlægges til skovrejsning

under den aktuelle tilskudsordning. Der er ikke tilskud til selve skovrejsningen ved

naturlig tilgroning, men der er heller ikke store anlægsudgifter. Der gives tilskud til

opsætning, vedligehold og nedtagning af kulturhegn til arealer med naturlig tilgroning

under den nuværende tilskudsordning med 15 kr./m.

125

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Varighed: Aude et al. (2002) kommer med et forsigtigt bud, at der de første 20-25 år

ikke etableres noget, der kan kaldes skov, men derefter tager tilgroningen fart. De

fandt også, at tilgroningshastigheden var steget i de seneste årtier og nævnte

kvælstofdepositionen som en mulig faktor. Under de nuværende regler vil arealet

blive underlagt fredsskovspligt, såfremt man modtager skovrejsningsstøtte og den

etablerede skov vil være varig. Den strukturelle variation og ofte varierede

træartssammensætning vil på kort og lang sigt forbedre grundlaget for udvikling af

skov med høj biodiversitet.

Effekter på natur og biodiversitet

Undersøgelser viser, at naturlig tilgroning til etablering af nye skove på landbrugsjord

er et godt middel til at skabe skov med høj diversitet af træer og buske. Eksisterende

skov og frøkilder i randzonen af det udlagte tilgroningsområde har stor indflydelse på

diversiteten af træer og buske. En undersøgelse af 33 af Naturstyrelsens områder med

naturlig succession udlagt siden 1989 på landbrugsjord viste en høj strukturel diversitet

og høj vedplantediversitet (Pedersen et al. in prep. A), der steg med alderen af skoven.

Sammenlignet med nyplantet skov på landbrugsjord fra samme område var det især

træartssammensætningen, der adskilte de to. I skovene med naturlig tilgroning var der

flere hjemmehørende arter og markant flere af vedplanterne, der var pollen- og

nektarplanter (Pedersen et al. in prep. B). Topografisk variation påvirkede diversiteten

af vedplanter positivt. Generelt var koloniseringen langsommere på udprægede

sandjorde og variationen i vegetationsstrukturen var også mindre (Pedersen in prep A).

Frøkilder i området havde selvfølgelig stor indflydelse på tilgroningshastigheden og

artsdiversiteten af pionertræerne. Naturlig tilgroning har dog også et stort element af

tilfældighed indbygget. På nogle jorde skete der en hurtig tilgroning af græsser eller

høje stauder, hvilket betød dårlige spiringsmuligheder for træerne (Aude et al. 2002)

og det gjaldt både på næringsrig (Vorsø) og næringsfattig bund (Nørholm Hede). Hvis

dyrkning opgives på en mark, vil der specielt i det første år være gode

spiringsmuligheder.

Den højere træartsdiversitet og rumlige og tidslige variation i tilgroningen forventes at

blive fulgt af en større diversitet af urteflora, insekter, fugle og små pattedyr, men vi har

ikke systematiske undersøgelser af dette.

126

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

a. Hvinningdal - 16 års naturlig succession

b. Højbjerg - 10 års naturlig succession

c. Sebberup nord - 12 års naturlig succession

d. Dageløkke - 23 års naturlig succession

Foto 7. Eksempler på naturlig succession (Fotos: Nané Pedersen).

Boks 28. Anbefalinger vedr. naturlig tilgroning som biodiversitetsvirkemiddel.

Naturlig tilgroning til etablering af nye skove på landbrugsjord er et godt middel til at

skabe skov med høj diversitet af hjemmehørende træer og buske og en varieret

skovstruktur med mange levesteder for skovens organismer.

Skovrejsningsarealet kan med fordel ligge op ad eksisterende skov, hegn eller

solitære træer, da tilgroningen er afhængig af frøkilder i området.

Tilgroningen kan fremmes ved at etablere skovøer med hjemmehørende buske og

træer afhængigt af, hvad der allerede findes i området (se assisteret spredning). Det

anbefales at der er en høj andel af pollen- og nektarbuske i skovøerne.

Eksisterende træer og buske skal blive på skovrejsningsarealet som frøkilder. De vil

have f.eks. insekter, laver og svampe tilknyttet, som kan sprede sig ind i den nye

skov.

Naturlig tilgroning er en billig metode til at skabe høj træartsdiversitet og strukturel

heterogenitet. Vildtgræsning vil skabe yderligere dynamik, så hegning anbefales

ikke, hvis midlet bruges til at etablere skov med biodiversitet som det primære

formål.

127

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Driftsøkonomisk effekt

Her beregnes anlægs- og driftsomkostningen ved at lave skovrejsning med naturlig

succession.

Johannsen et al. (2020) har herunder beregnet kulstofoptag i Naturstyrelsens

skovrejsningsområder siden 1990, der er målt som led i Den Nationale Skovstatistik.

Skovene har en ca. 40 % lavere produktion i de første 100 år afhængigt af bl.a.

nærhed til frøkilder, når de er etableret ved naturlig tilgroning.

Ved skovrejsning med naturlig succession, vil der være en alternativomkostning fra en

tabt dyrkning af landbrugsjorden (1) og evt. tab af harmoniareal (2) (se afsnit 2.2).

Herudover vil der være en omkostning til hegn som under normale omstændigheder

er 43 kr. per meter, hvor det antages hegnet holder 15 år, men her vil der være et øget

behov for hegn i bevoksningens første år, fordi den naturlige succession er længere tid

om at komme over bidehøjden end konventionel plantning. Derfor regnes der her

med en omkostning på 43 kr./meter de første 15 år og 24 kr./meter de følgende 15 år

og dermed en hegning, der holder de første 30 år af bevoksningens levetid. Det giver

ved en kvadratisk skovrejsning på 2, 5 og 10 ha henholdsvis 18.915, 11.963 og 8.459

kr./ha eller 1.094, 692 eller 489 kr. per hektar om året de første 30 år (se afsnit om

annuitetsberegningen 2.2). Det giver en samfundsøkonomisk omkostning på

henholdsvis 1.400, 886 og 626 kr. per hektar om året de første 30 år.

Ønskes dette gennemført uden hegn, vil omkostningen primært være en

alternativomkostning fra landbrugsarealet og er beskrevet under afsnit 2.2.

Med tid vil der kunne opstå en driftsøkonomisk værdi af arealet, men den er meget

usikker og helt afhængig af hvilke træarter, der koloniserer areal, tætheden og

tidsperspektivet og denne potentielle værdi inddrages ikke. Der vil være et betydeligt

indtægtstab set i forhold til produktionsskoven med rødgran.

5.8 Assisteret spredning

En del skovrejsning foregår ofte langt væk fra ældre skove. Det betyder, at de

skovtilpassede arter eller deres frø eller frugter ikke er at finde i nærområdet. Mange af

skovens planter, dyr og mikroorganismer spreder sig kun langsomt. Op til 25 % af

skovbundens urter bl.a. hvid anemone spredes med myrer (Hermy and Verheyen,

2007) og flytter sig kun få meter om året, hvilket afspejler sig i en faldende

artsdiversitet af skovbundsplanter i nye skove med stigende afstand til gammel skov

(Brunet, 2007). Vindspredte arter vil først kolonisere nye skove, mens fuglespredte arter

og især arter med tungere frugter spredes langsomt. Skovbundens mykorrhizasvampe,

der er vigtige for træernes næringsoptag og vandbalance, er ikke tilstede efter mange

års landbrugsdrift. De senere år har der været mere fokus på, at det måske ikke kun er

skovens biodiversitet, der er forarmet, men at manglen på de skovtilpassede arter

også kan have betydning for skovens vækst og modstandsdygtighed (Pineda et al.

2020) og assisteret spredning eller podning med organismerne fra nærtliggende

skove har været foreslået eller forsøgt.

128

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Foto 8. Eksempel på effekt ved assisteret spredning med anemoner i skovbunden.

Assisteret spredning kan være mange ting. Det kan være podning af træerne med

gammel skovjord inden plantning, opsætning af fuglepæle eller andre strukturer, der

kan få fugle til at raste i skovrejsningsområderne og dermed bringe frø ind og flytning

af store døde træer (Pedersen et al. in prep. C). Området er nyt og ikke velundersøgt

for skov, men i Holland er der en del forsøg med podning i andre naturtyper (Wubs et

al. 2016)

Naturstyrelsen har flere steder i Øst- og Midtjylland opsat fuglepæle til at assistere

spredning af fuglespredte træarter. Hvis der er mange sten i marken, kan disse samles i

bunker, som vil have samme effekt som fuglepæle. Skovdistriktet har desuden god

erfaring med etablering af skovøer til fremme af tilgroningen og til at påvirke

artssammensætningen. Det kan f.eks. være 10 x 10 m grupper af buske og træer

plantet med 0,5 m afstand. Skovøerne bliver ikke vedligeholdt, da der altid vil være

nogle af planterne, der overlever. Ifølge Anders Busse Nielsen, NST, Søhøjlandet, der

har en del erfaring med assisteret spredning, er det en billig og effektiv metode, hvor

man kan påvirke træartsvalg, sørge for at der er pollen- og nektarplanter til insekterne

og frø og frugtbærende buske og træer til fuglene. Indplantning af mindre grupper af

træer skaber hurtigt et skovpræg, og vil efter få år fungere som fuglepæle og desuden

som frø- og frugtressource, som fuglene vil nyde godt af og kan sprede på området.

Indplantning af f.eks. tjørn eller slåen vil hæmme vildtgræsning, hvis man ønsker at

fremme tilgroningshastigheden eller beskytte specifikke træarter.

Nuværende regler og praksis:

Assisteret spredning er et nyt og relativt ubeskrevet tiltag. Assisteret spredning er ikke

omfattet af eksisterende tilskudsordninger, men kan gennemføres på arealer med

naturlig tilgroning som etableringsmetode. I den forbindelse kan der søges støtte til

hegn.

Placering: Placering vil afhænger af det specifikke tiltag, om der podes med

gammelskovsjord ved plantning af kulturen, opstilles fuglepæle eller anlægges

stenbunker til fuglespredning af frø og frugter på strategiske og landskabsmæssigt

egnede steder eller etableres enkelte skovøer.

Omfang: Det afhænger som for placeringen af det specifikke tiltag. Podning af

kulturen er en metode, der endnu ikke er afprøvet i skov og kræver forskning.

Fuglepæle og stenbunker kan etableres med en til få enheder pr ha. Skovøer vil dreje

sig om 2-10 per 10 ha.

129

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Varighed: Podning af kultur med jord fra gammel skov vil foregå på planteskolen eller

ved plantning. Initiativer til dyrespredning af frø og frugter er relateret til skovrejsning

med naturlig tilgroning og med det formål at påvirke tilgroningshastighed og

træartssammensætningen.

Effekter på natur og biodiversitet

Der er få studier af assisteret spredning på skovens biodiversitet i litteraturen og endnu

færre fra Danmark. I 1989 indplantedes 37 skovbundsplanter i 40 årig bøg rejst på

landbrugsjord i Nordsjælland (Petersen and Philipp, 2018). De har løbende målt

arternes overlevelse, formering og spredning. Kun 15 arter var i stand til at overleve 28

år. Få af arterne havde god frøsætning og spredningen var beskeden fra ca. 1 -40

cm/år i diameter. Invasion og græsning af sneglen

Arion vulgaris

(Iberisk Skovsnegl)

har senest haft markant negativ betydning for flere af skovbundsurterne i forsøget som

f.eks. hulrodet og liden lærkespore, almindelig bingelurt, stor konval og hvid anemone

med græsning på både overjordiske og underjordiske dele.

Foto 9 og Figur 5.4. Transplantering af skovbund til eg og bøg rejst på tidligere landbrugsjord

(Foto). Anemone etablerede sig velvilligt ved spredning af rhizomer i oktober eller

transplantering af skovbund i april.

I 2016 etableredes et forsøg med flytning af jord/frøbanken, anemone rhizomer samt

transplantering af det organiske lag fra Silkeborg Sønderskov (Foto 9 og Figur 5.4) til

10- og 20-årige nye skove på tidligere landbrugsjord. Forsøget viste god etablering af

nogle få skovbundsarter bl.a. hvid anemone og stor fladstjerne. Vi har endnu ikke

undersøgt, om den assisterede spredning har fremmet mykorrhiza-svampene i

træernes rødder. Forsøgene viser samlet, at det ikke er jordbundsforholdene i de nye

skove, der hindrer etablering af typiske skovbundsarter, men resultaterne fra Petersen

and Philipp (2018) viser, at det vil tage meget lang tid, måske hundrede af år, før der

etableres en bundvegetation overvejende af skovspecialister.

130

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Boks 29. Anbefalinger vedr. assisteret spredning som biodiversitetsvirkemiddel.

Skovens organismer er forskellige fra agerlandets. Skovrejsning på landbrugsjord

foregår ofte langt væk fra ældre skove. Det betyder, at de skovtilpassede arter eller

deres frø eller frugter ikke er at finde i nærområdet. Mange af skovens planter, dyr

og mikroorganismer spreder sig kun langsomt. Derfor kan det være nødvendigt at

hjælpe de skovtilknyttede arter på vej til skoven.

Spredning af materiale fra nærtliggende skov kan assistere arter ind i de nye skove.

Det kunne være en stor delvist nedbrudt træstamme, frø eller rhizomer fra

skovbundsurter f.eks. anemone rhizomer. Hvis materialet flyttes lige før eller under

løvfald, vil arterne blive beskyttet af løvet. Metoden kan ikke benyttes i stor stil, da

der i så fald vil drives rovdrift på donor-lokaliteten.

Assisteret spredning af skovtilknyttede urter kan starte, når kronen lukker sig og der

er dannet til førnelag.

I forbindelse med naturlig tilgroning kan man fremme spredning af træer og buske

ved at plante skovøer på skovrejsningsarealet. Skovøerne kan også bruges til at

fremme spredning af specifikke træ- og buskarter.

Det anbefales at plante tæt med 0.5 m afstand med hjemmehørende træer og

buske og en høj andel af pollen- og nektar planter. Indblandes stikkende buske vil

de beskytte mod vildtgræsning på skovøen.

Er formålet med skovrejsning primært produktion, kan arealet hegnes og

træartsvalget i skovøerne tilpasses. Er formålet primært biodiversitet, anbefales det

ikke at benytte hegning, da etablering af skov over længere tid vil give en større

strukturel variation og artsrig skov.

Driftsøkonomisk effekt

Her beregnes omkostninger forbundet med virkemidler der kan beskrives som

assisteret spredning, der øger hastigheden af skovrejsning ved naturlig tilgroning.

Plantning af skovøer i området med naturlig succession tager udgangspunkt i

omkostningerne ved plantning af læhegn. I forhold til plantning af læhegn, vurderes

omkostningerne til plantning af skovøer dog. at være væsentligt højere pr. ha fordi der

er tale om små arealer, hvor opstartsomkostninger vil være forholdsmæssigt højere

ved skovøer end ved læhegn.

Som grundlag for beregningen tages udgangspunkt i anlæggelse af en skovø på

100m2 pr. fire ha skovrejsning ved assisteret naturlig tilgroning (Tabel 5.8). Maskin- og

arbejdsomkostningerne ved anlæg af en skovø anses ikke for at kunne være lavere

end omkostningerne ved 1/8 ha læhegn, hvilket omvendt betyder at maskin- og

arbejdsomkostningerne pr ha skovø a 100m

er 12,5 gange højere end ha

omkostningerne ved anlæg af læhegn. For stykomkostningerne, der i dette tilfælde

omfatter planterne, vurderes det at prisen på planter er den dobbelte af prisen på

planter ved store mængder der bruges ved anlæg af læhegn. Til sammenligning med

anlæg af læhegn vurderes det dog at man ved plantning af skovøer vil spare

omkostningerne til renholdelse i år 2 og 3 samt omkostningerne til genplantning. Dette

131

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

medfører naturligvis større usikkerhed omkring succesen med etablering af kulturen

end ved læhegn, men trods alt en øget sandsynlighed sammenlignet med effekten

ved etablering af fuglepæle (se nedenfor).

Tabel 5.8. Omkostninger ved plantning af en skovø på 100 m

Jordforberedelse

Harvning

Omk. til planter

Plantning

Renhold 1. år

I alt

Kr. pr. 100 m

skovø

-93

-32

-369

-1.606

-3.602

-5.702

Kr. pr. ha

Hektar omkostning ved 1 skovø a 100m

pr. 4 ha assisteret naturlig

-1.425

tilgroning

Skovøer som denne vil bidrage til en øget succes i spredning af frø og frugter i den

kommende bevoksning.

Fuglepæle

Som alternativ eller supplement til plantning af skovøer kan der opsættes fuglepæle

der bidrager til spredning af frø. Der opsættes 4 fuglepæle per hektar vha. af en traktor

med frontlæsser og en person til at holde pælen når den trykkes ned i jorden. Såfremt

de 4 pæle kan opsættes på 0,25 time koster det 151 kr. inkl. føreren per hektar

(Planteavlsnyt, 2019) og 52 kr. per ha for en ekstra person (se afsnit 2.2.3). En egepæl

på 200 cm koster ca. 66 kr. (www.jimahegn.dk, 2020) og det betyder at det koster ca.

467 kr./ha at opstille 4 fuglepæle.

Et tredje alternativ ville være at etablerer levendehegn (se afsnit 3.15) på kryds og

tværs i et område hvor man ønsker at assisterer en naturlig tilgroning. Omkostningen til

etablering af levende hegn er opgjort til 105.794 kr./ha levende hegn. Ved et stort nok

område med naturlig tilgroning med assisteret spredning kunne man med

omkostningerne angivet ovenfor etablere mere end 5 gange så stort et areal med

levende hegn end med skovøer. Omvendt kan omkostningerne til etablering af

skovøer måske også reduceres, hvis der skal etableres mange inden for en relativt

afgrænset område.

Omkostningerne til assisteres spredning omregnes til annuiteter over en uendelig

tidshorisont med 4 pct. rente, for at gøre omkostningerne mere sammenlignelige med

de øvrige skovvirkemidler. Dette er ikke udtryk for hvor lang tid virkemidlerne har en

additiv effekt, idet det må antages at arealerne gro til føre eller siden uafhængig af

assisteret spredning eller ej. De vil dog gro hurtigere til med assisteret spredning, men

hvor meget hurtigere er det ikke til at sige.

Det vurderes samlet set at assisteret spredning kan foretages ved plantning af skovøer

til en driftsøkonomisk engangsomkostning på 57 kr./ha assisteret naturlig tilgroning

132

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

med tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostninger på 73 kr./ha. Alternativt eller som

supplement kan assisteret spredning kan foretages ved placering af fuglepæle til en

driftsøkonomisk engangsomkostning på 19 kr./ha assisteret naturlig tilgroning med

tilsvarende velfærdsøkonomiske omkostninger på 24 kr./ha.

133

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

6 Andre driftsformer og virkemidlernes kombinerede effekter

Af Marianne Bruus og Beate Strandberg (Institut for Bioscience), Gustav Marquard

Callesen, Michael Friis Pedersen og Jesper Sølver Schou (Institut for Fødevare- og

Ressourceøkonomi), samt Niels Mark Jacobsen, Mette Vestergaard Odgaard og

Tommy Dalgaard (Institut for Agroøkologi).

Landbrugets driftsform kan have stor betydning for biodiversiteten, og dermed

effekten af de forskellige virkemidler, hvilket eksemplificeres i kapitel 6.1 for kendte

driftsformer som økologisk jordbrug, reduceret jordbehandling og præcisionsjordbrug,

samt for skovlandbrug, som netop er en af de spirende driftsformer, der jf. kapitel 1.1

kan yde særlig fremme under den nye EU landbrugsreform.

I det hele taget er der for alle driftsformer en række dilemmaer for driftslederens

og/eller jordejerens strategiske beslutninger i forbindelse med implementeringen af

biodiversitetsvirkemidler, og effekten og det prioriterede valg af disse påvirkes

desuden af lokale landskabsforhold og andre kombinerede effekter i forhold til

økonomi, miljø og klimahensyn, hvilket kort ridses op i kapitel 6.2.

6.1 Effekt af driftsform

6.1.1 Økologisk jordbrug

Økologisk jordbrug har sammenlignet med konventionelt jordbrug generelt set en

gavnlig effekt på natur og biodiversitet, ikke bare i marken, men også i markomgivel-

serne (Strandberg et al. 2015). Det er således i gentagne meta-analyser dokumen-

teret, at der i gennemsnit er omkring 30 % flere vilde plante- og dyrearter i marken og

de marknære biotoper på økologiske bedrifter sammenlignet med tilsvarende

konventionelle (Bengtson et al. 2005, Hole et al. 2005). Tuck et al. (2014) karakteriserer

også estimatet som robust, forstået på den måde at effektstørrelsen på de

gennemsnitligt 30 % flere arter har holdt sig trods intensiveringen af økologiske

bedrifter gennem den 30-årige periode, som analyserne dækker. De væsentligste

årsager til de observerede forskelle er fravær af pesticider, anvendelsen af organisk

gødning, et mere alsidigt sædskifte samt en anden afgrødefordeling på økologiske

bedrifter (Strandberg et al. 2015).

De gennemsnitlig 30 % flere arter dækker imidlertid over stor variation. Generelt er

forskellen i biodiversitet mellem økologiske og konventionelle bedrifter størst i

homogene landskaber med intensivt jordbrug. Gennemsnittet dækker også stor

variation mellem forskellige organismegrupper. Alle organismegrupper påvirkes

således ikke positiv af den økologiske produktionsform. Birkhofer et al. (2014)

udpegede "vinderne" ved økologisk drift til at være fugle, biller og sommerfugle. Flere

undersøgelser har imidlertid dokumenteret, at især de overfladelevende insekter

påvirkes negativt af den ofte intensive mekaniske jordbearbejdning på økologiske

marker (Patterson et al. 2018, Søby 2020). Økologisk jordbrug er begyndt at arbejde

med reduceret jordbearbejdning (Mäder and Berner 2012), men ukrudtsproblemer er

fortsat en væsentlig udfordring for økologisk jordbrug (Lehnhoff et al. 2017).

I kombination med mange af virkemidlerne, der kan anvendes på markfladen, men

også i forhold til nabohabitater, som undgår de negative effekter af pesticidafdrift, vil

134

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

økologisk produktion øge mulighederne for af opnå effekt på biodiversiteten. For f.eks.

insektvolde, lærkepletter og vibelavninger vil der være en direkte gavnlig effekt af

fravær af pesticider. Ligeledes vil fravær af afdrift af pesticider og reduceret spredning

af gødning være vigtig for biodiversiteten i eksisterende småbiotoper og

naturelementer som hegn, vandløb, gravhøje og jord- og stendiger.

Driftsøkonomisk effekt

Økonomien i økologisk landbrug er præget af lavere udbytter, ekstra omkostninger til

mekanisk ukrudtsbekæmpelse, ændret afgrødevalg, som dels modvirkes af højere

afregningspriser, fraværet af omkostninger til anvendelse af pesticider og

handelsgødning, og ikke mindst indkomst i form af økologisk arealtilskud.

Meromkostningerne ved den økologiske driftsform i forhold til konventionel drift er

meget varierende på tværs af driftsformer (husdyr, planteavl, frugt og bær), på tværs

af år, på tværs af landsdele, og på tværs af de enkelte bedrifter. I Pedersen (2020)

vurderes meromkostningerne ved økologisk mælkeproduktion til mellem 0 og 2000

kr./ha. Den aktuelle basissats for økologisk arealtilskud er 870 kr./ha. Pedersen (2020)

vurderer meromkostningerne for økologisk planteproduktion til mellem 300 og 3.000

kr./ha. den aktuelle tilskudssats for tillægget for reduceret N er 500 kr./ha og giver et

samlet tilskud på 1.370 kr./ha for bedrifter der opfylder kriterierne (typisk

planteavlsbedrifter uden adgang til husdyrgødning).

6.1.2 Reduceret jordbearbejdning

Som det også gennemgås i Eriksen et al. (2020) har jordbearbejdning generelt

negative effekter på jordbundsfaunaen og overfladelevende leddyr (Holland and

Reynolds 2003, Thorbek and Bilde 2004, Briones and Schmidt 2017). Derfor vil

reduceret jordbearbejdning give positive effekter på jordbundsfauna og øvrige leddyr,

specielt hvis der hverken harves eller pløjes som under Conservation Tillage og

Conservation Agriculture. Harvning er ofte næsten lige så skadeligt som pløjning, og

mange arter vil nyde godt af den øgede tilførsel af dødt organisk materiale ved

Conservation Tillage og Conservation Agriculture (Holland, 2004).

Effekten af reduceret jordbearbejdning og direkte såning på markens vilde flora

forventes at være lille, fordi ukrudtsniveauet vil blive holdt på et lavt niveau, ofte ved

brug af herbicider (jf. Eriksen et al. 2020).

Effekten på de vilde bier af marker helt eller delvist uden jordbearbejdning vurderes at

være ubetydelig, både med hensyn til fødemængde og levesteder. Vi ved meget lidt

om jordboende biers redesteder, men de få eksisterende undersøgelser tyder på, at

bierne sjældent vil placere deres reder i marker, idet selv uforstyrrede markflader som

vedvarende græsmarker har færre humlebireder end f.eks. hegn og haver (Osborne

et al., 2008). Ved reduceret jordbearbejdning vil der være forstyrrelser i forbindelse

med såning, gødskning, vanding mv. samt, især ved Conservation Tillage og

Conservation Agriculture, en høj grad af jorddække med planterester eller voksende

afgrøde, hvilket forventes at forringe værdien som redested for jordboende bier.

De positive effekter på regnorme, insekter og andre leddyr kan forventes at have

afledte positive effekter på fugle og pattedyr, der lever af disse smådyr, hvilket de

foreløbige resultater af det danske projekt ” Grønne Marker og Stærke Rødder” også

135

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

viser (Pedersen and Wejdling 2019). De positive effekter forventes at være større ved

Conservation Tillage og Conservation Agriculture end ved anden reduceret

jordbearbejdning pga. mindre grad af forstyrrelse og tilstedeværelsen af flere

fødeemner, herunder visse efterafgrøder.

Driftsøkonomisk effekt

Reduceret jordbearbejdning og direkte såning opgøres i Andersen et al. (2020) til en

økonomisk gevinst, ikke en omkostning. Dette gælder en udbredelse på hhv. 318.000

ha og 38.000 ha. Gevinsten er opgjort til 600 - 850 kr./ha ved reduceret

jordbearbejdning og 1.110 kr./ha ved direkte såning. Disse gevinster fordrer ændringer

i sædskifter og maskinpark og vurderes mere realiserbare på visse jordtyper.

Selv om der er bedrifter, der umiddelbart ser ud til at have en gevinst ved driftsformen,

betyder det ikke, at de nødvendigvis vil skifte dertil, idet der kan være andre barrierer

for implementering. For nogle bedrifter vurderes det dog, at der ikke skulle meget til for

at ændre driftsformen.

6.1.3 Præcisionsjordbrug

Præcisionsgødskning er et af de virkemidler der gennemgås i Eriksen et al. (2020), og

herunder også med en kort gennemgang af de, om end i det store billede

begrænsede, positive effekter på biodiversitet og natur, der kan være ved at mindre

spredning af næringsstoffer til kantbiotoperne omkring de dyrkede marker. En

tilsvarende effekt kan selvfølgelig opnås for pesticider, for de driftsformer hvor disse

anvendes.

Driftsøkonomisk effekt

Meromkostninger eller gevinster ved præcisionsjordbrugsteknologier er meget

afhængige af hvilke specifikke teknologier der er tale om, hvilke øvrige

præcisionsjordbrugsteknologier de kombineres med og hvilken skala teknologien

implementeres på. Der redegøres bl.a. for disse elementer i Pedersen og Pedersen

(2018).

Det vurderes ikke relevant af vurdere de erhvervsøkonomiske omkostninger ved

præcisionsjordbrug som et biodiversitetsvirkemiddel, da de biodiversitetsmæssige

effekter mere vurderes som en positiv sideeffekt af driftsøkonomiske tiltag.

6.1.4 Skovlandbrug

Skovlandbrug defineres i denne sammenhæng som et landbrugssystem, der benytter

træer og/eller buske (vedplanter) i sammenhæng med enårige afgrøder og/eller

husdyr, hvor landbrugsdriften i bred forstand har fordel af vedplanterne. Der er altså

tale om landbrugssystemer, der af natur er komplekse og som bygger på en holistisk

tilgang til de problemstillinger, som landbruget står overfor (Lundgren 1982). Med bred

forstand menes, at det fordelene kan bestå i både produktionsmæssige forbedringer

og miljø-, natur- og klimamæssige forbedringer. Som eksempler på

produktionsmæssige fordele kan nævnes muligheder for at udvide til nye produkter

(træflis til biomasse eller frugter) eller forbedringer for de afgrøder og husdyr, der ellers

indgår i systemet (Kuemmel et al. 1998, Xu et al 2019). Miljømæssige forbedringer kan

eksemplificeres med brugen af vedplanter til at mindske udvaskning af nærringsstoffer

eller hindre erosion (Manevski et al. 2019). Klimamæssige forbedringer kan være

136

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

kulstofbinding i jorden og den stående biomasse (Kay et al. 2019). Naturmæssige

forbedringer er især en forøgelse af den strukturelle variation i landskabet, der kan

skabe flere levesteder for flora og fauna. Et landskab bestående af både åbent land

og permanente bevoksninger kan understøtte en stor biodiversitet, da det ikke alene

skaber levesteder for arter tilknyttet den ene eller anden type landskab (Archer et al

2017, Lin et al 2020). Denne betragtning er i praksis understøttet af nyere europæiske

studier, der påviser øget tæthed af fugle og græshopper (Rösch et al. 2019, Kujawa et

al. 2020), løbebiller, rovbiller, bænkebidere, spindlere og tusindben (Lövei and Magura

2017, Pardon et al 2019, Martin-Chave et al. 2019), regneorme (Cardinael et al. 2019),

invertebrater generelt (Boinot et al. 2019) samt jordlevende svampe og bakterier

(Beule et al. 2020) omkring træer i agerlandet. Se også afsnit 3.15 og 4.1 for den i

rapportens indeværende vurdering af træers effekt på biodiversitet.

Den holistiske tilgang til landbrugets udfordringer, der ligger i skovlandbrug som

dyrkningssystem, understreger, hvordan skovlandbrug i teorien er mere end effekten af

de enkelte vedplanter. I Danmark findes hidtil relativt få eksempler, hvor vedplanter er

tænkt aktivt ind i dyrkningssystemet, som præsenteret i den tidligere

myndighedsbesvarelse

”Scenarier for skovlandbrug i Danmark – effekter på miljø,

klima og biodiversitet”

(Dalgaard et al. 2019b). Vi har i spørgeskemaundersøgelsen

inkluderet en række yderligere spørgsmål om brugen af træer til de landmænd og

jordejere, der gav udtryk for lyst til at plante flere træer på deres ejendom. Det skal

understreges, at disse resultater ikke er repræsentative for danske landmænd og

jordejere generelt, men kun for dem der er positivt indstillet for træer (899 ud af de i alt

1618 adspurgte ifølge spørgeskemaundersøgelsen i Appendix 9.2). Dermed er

karakteristika for gruppen (se Tabel 6.1) interessant i selv, da det afspejler hvilke

grupper af landmænd og jordejere, der er mere interesserede i at planter træer.

Økologerne er stærkt overrepræsenteret i forhold til landsgennemsnittet, mens at

landmænd der primært beskæftiger sig med planteproduktion er også er

overrepræsenteret.

Tabel 6.1. Karakteristika af adspurgte jordbrugere, der ifølge spørgeskemaundersøgelsen

(Appendiks 9.2) viste særlig interesse for at plante træer på deres ejendom (n = 899).

Økologer

Husdyr,

Drøvtyggere

Svin

Fjerkræ

Planteproduktion

Agerbrug

Gartneri

Deltidsbedrifter

Antal

respondenter

196

339

266

560

533

529

% af

respondenter

21,8

37,7

29,6

7,6

0,6

62,3

59,3

3,0

58,8

Landsgennemsnit

(%) (DST 2019b)

10,6 *

37,1

26,8**

6,1

0,9

54,5

51,4

3,1

~61,7 ***

* Ifølge LBST (2020)

** Data fra Danmarks Statistik (DST) dækker grovfoderædende dyr (inklusiv heste), vores data dækker (kvæg, får og geder).

*** Gennemsnitsandel for årene 2011-15 ifølge Vidø and Schou (2016).

Denne gruppe af jordejere og landmænd fik yderligere 8 spørgsmål med

svarmulighederne ”Meget enig”, ”Delvist enig”, ”Hverken enig eller uenig”, ”Delvist

uenig”, ”Meget uenig” samt ”Ikke relevant i mit tilfælde”. Spørgsmålene skulle afdække

137

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

motivationer for at for at plante flere træer og eventuelle måder at bruge træerne

mere aktivt i systemet. Økologer og deltids landmænd inden for gruppen er ofte mere

enig med spørgsmålenes præmis. Der er mod forventning en større interesse for at

anvende træer med frugter og nødder, end træer der kan bruges til tømmer eller flis.

At bruge træer til foder og til at øge dyrevelfærden for dyr på friland er meget

stærkere associeret med husdyrproducenter med drøvtyggere (kvæg, får og geder)

end husdyrproducenter med en-mavede dyr (svin og fjerkræ). Til de samme to

spørgsmål er der ligeledes en stærkere sammenhæng til økologerne i gruppen til de

konventionelle landmænd (Figur 6.1). Brugen af blade fra træer til foder er også mere

relevant for drøvtyggende arter på friland (ofte økologiske). Der er dog omtrent lige

mange landmænd med en-mavede husdyr (19,2%) som landmænd med

drøvtyggende husdyr (21,1%), der benytter svar muligheden ”Ikke relevant i mit

tilfælde”. Brugen af vedplanter som et ekstra element i produktionen vil i mange

tilfælde komplicere landbrugssystemet i en eller anden grad, hvilket kan antages at

være sværere for landbrugere, der driver en intensiv landbrugsdrift end for

landbrugere, der driver en mere ekstensiv landbrugsdrift. Det kan være en del af

forklaringen på, hvorfor deltidslandmænd ser ud til at svare mere positivt end

fuldtidslandmænd. Der er tilmed en sammenhæng mellem de respondenter, der er

økologer, og de der er deltidslandmænd.

En simpel

฀

-test for uafhængighed, viser at der er 1,6 % sandsynlighed for at

sammenhængen mellem økologer og deltidslandmænd i gruppen er tilfældig. Det

stemmer overens en analyse fra Fødevareøkonomisk Institut ved KU, der viser at

omtrent 60 % af de økologiske bedrifter er deltidsbedrifter (Ørum et al. 2011). Der er

ligeledes heller ikke uafhængighed mellem husdyrproducenter og økologer i blandt

respondenterne, her er sandsynligheden for en tilfældig sammenhæng blandt

respondenterne på 0,3 % og sandsynligheden for en tilfældig sammenhæng mellem

økologer og respondenter med drøvtyggere kontra en-mavede husdyr er kun 0,04%.

Det ligger ligeledes i tråd med den førnævnte analyse fra KU, der viser, at omkring en

fjerdedel af økologer er mælkeproducenter (Ibid.). Det vil med andre ord sige, at der

ser ud til at være en gruppe af økologiske deltidslandmænd med drøvtyggere , der (jf.

Figur 6.1) er særligt enige med spørgsmålenes præmisser. Med disse data kan vi

identificere en gruppe af danske landmænd, der er særligt interesseret i at benytte

træer aktivt med flere formål på samme tid og dermed undersøge muligheder og

potentielt omfang for skovlandbrug som driftsform i Danmark. Med de begrænsede

erfaringer der hidtil har været med skovlandbrug i Danmark har det ikke været muligt

at lave en økonomiske vurdering af de mulige systemer, tilsvarende for f.eks. økologisk

jordbrug og reduceret jordbearbejdning.

138

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Figur 6.1. Resultater fra spørgeskemaundersøgelsen vedrørende plantning af træer.

Procentandelen af alle svar angivet som ”Meget enig” eller ”Delvist enig”. Tallene over hver

søjle viser: Total antal respondenter; %-andel ”Meget enig” og ”Delvist enig”.

139

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

6.2 Strategiske dilemmaer ved biotopbeskyttelse

6.2.1 Frivillige virkemidler og strategiske dilemmaer ved biotopbeskyttelse

Der vil formenligt være et naturligt ønske om at beskytte de biotoparealer, som skabes

gennem de virkemidler, der beskrives i dette virkemiddelkatalog, og disse kan også i

visse tilfælde blive beskyttet efter naturbeskyttelseslovens §3 eller kan blive omfattet af

fredsskovspligt.

Mens disse beskyttelser kan give god mening på eksisterende landskabselementer, er

det mere usikkert, om de faktisk bidrager positivt til at fremme biodiversiteten, når det

gælder nye landskabselementer evt. skabt gennem virkemidlerne i dette katalog eller

lignede.

Årsagen til denne usikkerhed omkring effekten af beskyttelserne er, at der er tale om

frivillige ordninger, hvor lodsejerne ud over de direkte omkostninger ved virkemidlerne

og offeromkostningerne ved den direkte alternative anvendelse også mister

muligheder for øvrige anvendelser af arealerne i fremtiden, eller at beskyttelserne

indskrænker lodsejernes muligheder i områderne omkring de nye

landskabselementer. Disse muligheder kaldes med økonomisk terminologi for

quasioptioner eller realoptioner (Pearce et al. 2006), og tabet af dem medfører en

omkostning for lodsejerne, der ofte overses, og som derfor medfører, at mange

lodsejere ikke er villige til at acceptere kompensation for frivillige natur og miljø-

serviceydelser, hvor disse omkostninger er overset. Det er svært at værdisætte disse

omkostninger ved tabte realoptioner fra centralt hold og derfor sjældent noget, der

indregnes i omkostningerne ved forskellige virkemidler. Dette er ikke et udtryk for, at

omkostningerne ikke er der (i tilfælde af beskyttelser), men et udtryk for, at

omkostningerne ikke kan værdifastsættes af en central planlægger.

Man kunne overveje at fjerne beskyttelserne på nye landskabselementer. Dette ville

medføre, at lodsejerne ikke taber deres realoptioner, og dermed reducere de

opfattede omkostninger for lodsejerne ved indgåelse af frivillige ordninger. Paradokset

er, at beskyttelsen primært er et problem for naturen, ikke for lodsejerne. Lodsejerne

har valgfrihed omkring deltagelse i ordninger og etablering af landskabselementer.

Når lodsejerne opfatter høje omkostninger i form af tabte realoptioner i forbindelse

med beskyttelser af nye landskabselementer, vil de være mindre tilbøjelige til at

etablere disse landskabselementer. Dette betyder, at naturen i udgangspunktet får

mindre plads at udfolde sig på.

Hvis man undlader at beskytte nye landskabselementer, vil det givet have den effekt,

at nogle af de landskabselementer, der skabes, senere vil blive ødelagt eller opleve

en negativ påvirkning fra nærmiljøet, f.eks. landbrugsaktivitet. Spørgsmålet er dog

både, hvor stor en andel af elementerne der vil blive ødelagt, og hvor mange

elementer bliver skabt i udgangspunktet. Dette kan illustreres med dette simple

eksempel; x angiver antallet af elementer, der etableres uden en generel beskyttelse;

a er et tal mellem 0 og 1 og angiver, hvor stor en andel af x, der ville blive anlagt med

en generel beskyttelse; b er et tal mellem 0 og 1 og angiver, hvor stor en andel af x der

senere ødelægges i fraværet af en generel beskyttelse. Hvis ax > bx, giver en generel

beskyttelse mening, og der kommer på lang sigt mere biodiversitet af at kombinere

140

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

nye landskabselementer med en generel beskyttelse, som man i visse tilfælde gør

med f.eks. §3 i dag. Hvis imidlertid ax < bx, medfører en generel beskyttelse, at der

kommer færre landskabselementer til gavn for biodiversiteten i udgangspunktet og på

lang sigt, og man har paradokset, at en generel beskyttelse så at sige skader mere,

end den gavner.

Det er ikke umiddelbart til at sige, om a > b eller omvendt, men resultaterne fra

spørgeskemaundersøgelsen (Figur 6.2) understøtter, at a er væsentligt under 1, og der

dermed er mange lodsejere, der afholder sig fra at skabe nye landskabselementer,

fordi disse landskabselementer i givet fald vil blive beskyttet eller medføre risiko (set

fra lodsejerens synspunkt) for, at de vil blive beskyttet. Denne adfærd er økonomisk

rationel i lyset af realoptioner, men stiller spørgsmålstegn ved den positive effekt af

beskyttelse af nye landskabselementer. Der kunne muligvis være et niveau af

sameksistens mellem erhverv (landbrug) og ny natur, som forhindres af beskyttelsen i

§3, og det vurderes primært at være på naturens bekostning. Dette betyder

selvfølgelig ikke, at beskyttelse ikke skal beskytte ”gammel” natur, og at denne ikke er

vigtig at bevare.

Ovenstående pointer belyser også vigtigheden af at tænke i både virkemidler, der

beskytter eksisterende natur, og andre virkemidler, der har fokus på at forbedre

mulighederne for og udviklingen af naturen. Dette virkemiddelkatalog har primært

fokus på den sidste del.

Spørgeskemaundersøgelsen illustrerer for eksempel forskellige lodsejeres forhold til

naturbeskyttelsesloven, fredskovpligten, og reguleringen af forholdet mellem

dyreenheder og udbringningsareal samt mere generelt muligheden for at miste

genopdyrkningsretten. Der ser ud til at være en generel tendens til, at lodsejere med

konventionelle og mere intensive produktionssystemer er mest bekymrede for at miste

genopdyrkningsretten eller udlægge skov, der omfattes af fredskovspligten.

Oplevelsen af, at naturbeskyttelsesloven er til hinder for at etablere småbiotoper, deles

imidlertid mere jævnt på tværs af driftsformer og typer, og som det fremgår af Figur

6.2, mener 41 pct. af respondenterne, at naturbeskyttelsesloven er en hindring for at

udlægge småbiotoper. Disse 41 pct. repræsenterer 45 pct. af respondenternes

samlede landbrugsareal. I tillæg opleves reguleringen af husdyrtætheden som en

hindring for især de intensive husdyrproducenter (Figur 6.2).

141

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Figur 6.2. Lodsejernes svar på fire centrale spørgsmål om lovgivning, der i nogen grad holder

dem fra at etablere småbiotoper. ”Ikke konventionel” dækker primært over økologer.

Grupperne ”Svin – Ikke konventionel”, ”Fjerkræ” og ”Gartneri” er udeladt pga. for lav

svardeltagelse. Gruppen ”Mælkeproduktion – Ikke konventionel” er for lille til at drage

generelle konklusioner, men dog stor nok til at vise en tendens (Jacobsen og Dalgaard 2020).

6.2.2 Effekter på landskabsniveau

Effekten af ovenstående biodiversitets-virkemidler vil afhænge af en række geografisk

varierende faktorer - dvs. der kan være stor variation i hvor effektivt et givent

virkemiddel er i et område i forhold til et andet, afhængigt af de lokale landskabs- og

geofysiske forhold (Odgaard et al. 2019ab). Som eksempler på sådanne geografisk

varierende faktorer kan særligt nævnes:

1) Kvælstofretention (potentiale for at reducere kvælstofudvaskning): Nogle områder i

Danmark har større potentiale til at omdanne nitrat til frit kvælstof ved denitrifikation

under iltfrie forhold på vejen fra markens rodzone til kysten end andre. Det vil derfor

være fordelagtigt at introducere et virkemiddel til områder, der har lavt potentiale til at

reducere kvælstof og derved forbedre biodiversiteten i kystvandene. På denne måde

kan et tiltag påvirke de nærmeste kyster og derved have regional effekt. Nogle

virkemidler er bedre egnet til dette end andre. F.eks. vil effekten af braklægning eller

skovrejsning på større sammenhængende arealer potentielt set være stor, hvorimod

de mindre tiltag som lærkepletter, vibelavninger osv. ikke vil påvirke vandmiljøet

mærkbart.

142

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

2) Kulstof i jorden: Kulstof er mad for mange organismer, og det vil derfor være en

fordel for biodiversiteten at introducere virkemidler, der opbygger kulstof i områder,

hvor dette er en mangelvare - dvs. områder med lav kulstof-procent i jorden. Det er

nemlig i disse områder, der er størst opbygningspotentiale af kulstof - en proces som

ud over at gavne biodiversiteten, også kan gavne klimaet. Her er det igen de

arealmæssige større virkemidler som omlægning af marker og skovrejsning, hvor

effekten kan blive mærkbar.

3) Mængden og kvaliteten af omkringliggende natur: Hvis et virkemiddel bliver

implementeret relativt tæt op ad eksisterende natur, kan effekten være større her end

andre steder, da det nye område nemmere kan blive koloniseret af de

omkringboende populationer og arter. Endvidere, kan et virkemiddel af en betydelig

størrelse øge arealet af den eksisterende natur og fungere som korridorerne mellem

naturarealer.

En tidligere myndighedsbetjeningsopgave (Dalgaard et al. 2019a) viste ved

interviews, at nogle landmænd havde interesse i at udtage ukurante fjerntliggende

marker. Disse marker lå ofte op ad anden natur. En udtagning eller omlægning til græs

af sådanne arealer vil altså både være til gavn for landmanden og biodiversitet på og

omkring marken. Også de virkemidler, der optager mindre areal, vil kunne være

effektive i sådanne områder, hvor der er større chance for at blive koloniseret af arter

fra de nærtliggende naturområder.

Alt i alt må det konkluderes at sammenhænge på landskabsniveau kan være

afgørende for den samlede effekt på både natur, økonomi, miljø og klima af nye

virkemidler til fremme af biodiversiteten, og at ovenstående strategiske hensyn kan

være afgørende for virkemidlernes succes.

143

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

7 Sammenfatning og konklusion

Langt den største del af biodiversiteten på landjorden, herunder også truede og

internationalt beskyttede arter, findes uden for dyrkningsfladen i skove, ferske enge,

strandenge, moser, heder og græsland. I agerlandet rummer eksisterende

småbiotoper dog også en betydelig andel af truede arter, ligesom arter tilknyttet

markfladen, i særlig grad en række truede fuglearter, også har brug for beskyttelse.

Det er derfor afgørende, at eksisterende naturarealer, småbiotoper og truede arter

tilgodeses i forvaltningen af det åbne land. I Boks 30 nedenfor opsummeres de

væsentligste hovedlinjer i forhold til biodiversiteten på danske landbrugs- og

skovrejsningsarealer.

Boks 30. Oversigt over faktorer for biodiversitet på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer.

Biodiversitet tager tid

Bevarelse af eksisterende natur, herunder småbiotoper, bør gå forud for

oprettelse af nye biotoper, herunder skovrejsning.

Biodiversitet kræver plads

Eksisterende produktionsarealer bør inddrages til biodiversitetsformål i form af

permanent udtag og skovrejsning.

Nye naturelementer og øget anvendelse af biodiversitetsvirkemidler på

dyrkningsfladen og i skoven giver mere plads til naturen.

Heterogenitet er afgørende for biodiversiteten

Heterogenitet såvel inden for det enkelte habitat som på landskabsskala bør

tilgodeses.

Biodiversitet kræver spredningsmuligheder for planter og dyr

Naturarealers størrelse, nærhed til andre tilsvarende naturtyper og det

omgivende landskab har betydning for biodiversiteten.

Samtidig brug af flere virkemidler kan ofte bidrage med synergi til biodiversiteten

Praksis og plejemetoder skal tilgodese biodiversiteten

Praksis for eksisterende og nye virkemidler bør tilpasses, således at de i højere

grad understøtter biodiversiteten.

Plejemetoder for vedvarende biotoper skal vælges ud fra hensynet til den

samlede biodiversitet

7.1 Tiltag i forbindelse med dyrkningsfladen

Effekter på natur og biodiversitet

For virkemidler på eller i umiddelbar nærhed til dyrkningsfladen er effekterne på

biodiversiteten for de undersøgte organismegrupper sammenfattet i Tabel 7.1.

Spændet i værdier for de enkelte organismegrupper afspejler, at der er betydelig

forskel mellem effekten af et virkemiddel, hvis det implementeres efter gældende

144

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

praksis, og hvis de i rapporten angivne anbefalinger for praksis i forhold til biodiversitet

anvendes.

Vi har i rapporten valgt udelukkende at præsentere effekterne på

organismegrupperne og udeladt en opsummering af effekterne på tværs af

organismegrupper, som det kendes fra N- og P-virkemidlerne (Andersen et al. 2020,

Eriksen et al. 2020). Dette er gjort, da der ikke findes en veldokumenteret

naturvidenskabelig metode for en sådan opsummering af biodiversitet på tværs af

organismegrupper, blandt andet fordi optimale forhold for en gruppe ikke

nødvendigvis er sammenfaldende med optimale forhold for andre grupper men også

fordi organismegrupperne langt fra er lige store

Helt overordnet understøttes biodiversiteten på tværs af alle organismegrupper bedst

ved permanent udtag af et areal fra dyrkning. Det omfatter vandhuller, vedvarende

græs uden omlægning, levende hegn og småplantninger samt permanent udtagning

af landbrugsarealer.

Det er værd at bemærke, at virkemidlet permanent græs, med de krav til beskyttelse

som pt. gælder i Danmark, kun i begrænset omgang sikrer en effekt på biodiversiteten

(jf. Tabel 7.1). I øvrigt har virkemidler målrettet fremme af en specifik organismegruppe

generelt størst effekt netop på denne gruppe.

For virkemidler på dyrkningsfladen vil påvirkningen fra anvendelsen af pesticider og

gødning på den tilgrænsende markflade ofte modvirke en optimal udvikling af

biodiversiteten. Det er derfor tilrådeligt så vidt muligt at undgå denne påvirkning, f.eks.

ved at etablere en pesticid- og gødningsfri bufferzone. Det skal i den forbindelse

bemærkes, at vurderingen af dette virkemiddel i Tabel 7.1 udelukkende vedrører på

biodiversiteten i selve bufferzonen. Der kan således forventes en synergi i form af større

effekt på biodiversiteten samlet set, såfremt bufferzonen oprettes i tilknytning til det

beskyttede nabohabitat.

Driftsøkonomiske og velfærdsøkonomiske effekter

For hovedparten af virkemidler på dyrkningsfalden er den væsentligste omkostning

alternativomkostningen ved den nuværende landbrugsmæssige anvendelse af

arealer evt. inkl. en alternativomkostning i tilknytning til harmoniareal. Denne er i

nærværende rapport sat til 2.083 kr./ha på baggrund af Martinsen et al. (2020). I

mange tilfælde vil alternativomkostningerne ved frivilligt ophør med dyrkningen være

lavere, idet tiltaget typisk ikke må forventes at blive implementeret af landmanden,

såfremt de faktiske omkostninger er højere en et evt. tilskud.

Ud over de arealmæssige alternativomkostninger medfører de forskellige virkemidler i

varierende grad omkostninger til etablering og løbende pleje. I Tabel 7.1 nedenfor er

de samlede omkostninger vist opgjort i hhv. driftsøkonomiske og velfærdsøkonomiske

priser, idet sidstnævnte er omregnet ved anvendelse af nettoafgiftsfaktoren mens den

monetær værdi af afledte miljøeffekter ikke er afspejlet.

145

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Samspil mellem anbefalede implementeringer af virkemidlerne og landbrugernes

adfærd

De anbefalede implementeringer af virkemidlerne i dette katalog er formuleret ud fra

en snæver biodiversitets-synsvinkel. Disse anbefalinger vil ikke nødvendigvis være de

mest fremmende for biodiversiteten samlet set, idet der må forventes et komplekst

sammenspil mellem landbrugerens adfærd omkring valg af etablering af

biodiversitetsvirkemidler, de krav der stilles til det enkelte virkemiddel i forbindelse

med implementering, og den biodiversitetsmæssige effekt af de implementerede

virkemidler i sidste ende.

F.eks. er der i den anbefalede implementering af virkemidlet blomsterbrak mht.

biodiversitet en anbefaling om et krav på mellem 10 og 15 plantearter, som ikke

nødvendigvis alle sås, men gerne må inkludere fremspiring fra jordens frøpulje (tynd

såning eller såning i stubmark).

Mens dette vil være ideelt set fra et snævert biodiversitetssynspunkt, vil det ikke

nødvendigvis være ideelt set fra landmandens side bl.a. fordi landmanden må

forventes at tage hensyn til krydsoverensstemmelse risikoen ved forskellige virkemidler

under EU’s landbrugspolitik. Det er således sandsynligt at nogle landbrugere vil være

bekymrede for, om der faktisk kan opnås det specifikke minimums antal af forskellige

plantearter fra en positivliste for blomsterbrakmarker inden for en specificeret

arealenhed i den konkrete blomsterbrakmark, i tilfælde af kontrol. Konsekvensen af at

sådanne krav bliver opfattet for svære eller behæftet med usikkerhed at opfylde kan

bidrage til at landbrugerne fravælger virkemidler, hvor det vurderes svært med

sikkerhed at opfylde kravene, selv ved en teknisk/driftsmæssig korrent implementering

virkemidlet.

En afdækning af dette samspil mellem kravene til virkemidlerne, den afledte effekt på

landbrugernes valg omkring implementering virkemidler (herunder landmændenes

reservationspriser), og den samlede biodiversitetsmæssige effekt på tværs af alle

virkemidler udgør en betydelig men også særdeles væsentlig opgave, som ikke kunne

rummes i dette projekt. Men en afdækning af disse forhold vil være afgørende for

succesen af fremtidige initiativer på området.

Det er sandsynligt, at der kommer visse krav til landbrugerne omkring

biodiversitetstiltag i den kommende landbrugspolitiske periode. Samtidig vil dette

sandsynligvis også medføre valgmuligheder for landbrugerne omkring, hvilke

biodiversitetsvirkemidler de vælger at implementere. Derfor kan der opstå en

konkurrence mellem de enkelte biodiversitetsvirkemidler. Her vil det ikke være en

fordel for de virkemidler - og dermed de organismetyper der primært drager nytte af

de pågældende virkemidler - der er designet således at kravene opfattes som

vanskelige at opfylde af landbrugerne. Såfremt der ikke skal opstå en situation, hvor

alle vælger samme ”enkle” tiltag, kunne det overvejes at undersøge betydningen af,

at sætte kravene til virkemidlerne lavere end de her anbefalede implementeringer.

Der er naturligvis tale om et

trade-off

, hvor det heller ikke vil være til gavn for de

relevante organismetyper, hvis kravene til virkemidlerne er så løse, at der ikke opnås

en reel effekt for biodiversiteten. En mere tilbundsgående analyse af de reelle

trade-

offs

vil kræve væsentligt mere tværfaglig forskning mellem naturvidenskaberne og

146

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

samfundsvidenskaberne vedr. implementering og effekter af biodiversitetstiltag på

markfladen.

147

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 7.1. Oversigt over de vurderede biodiversitetseffekter og økonomiske konsekvenser af

forskellige virkemidler på dyrkningsfladen.

Biodiversitetseffekt

(-3 til +3)*

Virkemiddel

Jordbundsfauna

Vilde

planter

Vilde

bier

Vilde

insekter

leddyr i

øvrigt

1-3

-2 til 2

-1 til 2

1-2

Fugle

Pattedyr

Økonomisk effekt

(Kr./ha/år)**

Drifts-

Velfærds-

økonomi økonomi

Tiltag på dyrkningsfladen

Insektvolde

1-2

Slåningsbrak

0-3

Blomsterbrak

Bestøverbrak

Vibelavning

Lærkepletter

Haregrønning og

vildtstriber med

græs

Blomsterstriber

Barjordstribe

Bufferzoner uden

pesticider og

gødning

Vandhuller

Halmballer

Permanent græs

Vedvarende græs

uden omlægning

Levende hegn og

småbeplantninger

Permanent

udtagning af

landbrugsarealer

0-2

0-1

0-2

1-2

0-3

0-2

0-1

1-2

0-2

1-2

0-2

-1 til

0-2

1-2

0-1

1-2

2.950

2.490

2.340

3.030

2.080

3.390

3.780

3.180

3.000

3.870

2.670

4.330

0-2

-1 til 1

0-2

0-1

0-2

0-1

-1 til 2

-1 til 1

0-1

0-2

-1 til

0-1

0-2

0-1

3.030

2.390

1.600

1.800

5.820

3.740

320

2.750

4.820

6.315

2.080

3.870

3.060

2.050

2.300

7.450

4.780

420

3.520

6.180

8.080

2.670

0-2

0-3

1-3

2-3

1-2

0-1

0-3

1-3

0-2

0-1

0-2

1-3

1-2

0-1

1-2

1-3

1-2

0-1

0-2

1-3

1-2

0-1

0-2

1-3

*) Der er til vurderingen af biodiversitetseffekter anvendt en arbitrær skala fra -3 (betydelig negativ

effekt) til +3 (betydelig positiv effekt) for de forskellige grupper af organismer (beskrevet i afsnit 2.1.2).

Spændet i værdier for de enkelte organismetyper afspejler, at biodiversitetseffekten vil afhænge af,

hvordan virkemidlerne implementeres; de højeste værdier fås ved at følge denne rapports

anbefalinger. Scorerne kan ikke umiddelbart sammenlignes på tværs af virkemidlerne, men kan

derimod benyttes til at orientere sig om, hvilke(n) organismegruppe(r), der kan have gavn af et givent

virkemiddel. **) De vurderede økonomiske effekter gælder for den anbefalede implementering af det

aktuelle virkemiddel

7.2 Bevaring og pleje af eksisterende biotoper

Effekter på natur og biodiversitet

Eksisterende biotoper af en vis alder har generelt en langt større biodiversitetsmæssig

værdi end nyetablerede biotoper og de biodiversitetstiltag, der etableres på

markfladen. Det er i de gamle, eksisterende biotoper, man kan være heldig at finde

flest truede arter og flest arter i det hele taget. Det er derfor yderst vigtigt, at etablering

af nye biotoper ikke kædes sammen med nedlæggelse af eksisterende biotoper, da

en sådan praksis vil føre til et tab af værdifulde habitater. Desuden er der brug for

148

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

større og sammenhængende arealer med natur og seminatur, hvis vi skal bedre

forholdene for natur og biodiversitet i Danmark og leve op til de internationale

forpligtigelser. Ud over bevaring af eksisterende habitater er det også vigtigt, at der

etableres nye biotoper, som så får lov at ligge længe eller permanent, idet nogle

naturelementer, som f.eks. veterantræer, naturligt vil forsvinde med tiden.

For eksisterende biotoper er der ikke nogen oplagt reference at sammenligne med, og

effekterne på de relevante organismegrupper er derfor beskrevet uden at knytte en

score til effekterne. I modsætning til mange af virkemidlerne på dyrkningsfladen har

de eksisterende biotoper ofte en positiv effekt på diversiteten af flere organismetyper.

Det er ikke ligegyldigt, hvordan de eksisterende biotoper behandles eller plejes. For

biotoper, der ligger i umiddelbar tilknytning til dyrkningsfladen, vil en bufferzone, der

modvirker spredning af pesticider og gødning fra markfladen, være en effektiv

foranstaltning til at sikre biodiversiteten. Derudover er det afgørende for

biodiversitetseffekten, at plejetiltag som afgræsning, anden fjernelse af biomasse eller

beskæring udføres på den optimale måde, jf. anbefalingerne for de enkelte

virkemidler.

7.3 Skovrejsning og biodiversitet

Effekter på natur og biodiversitet

Biodiversitet i skov rejst på landbrugsjord vil udvikle sig langsomt. Generelt antages

virkemidlerne at have en gradvist stigende og varig effekt på biodiversiteten. I starten

vil det overvejende være det åbne lands arter, der er tilstede. Efterhånden som der

dannes et skovklima efter 20-30 år, vil de skovtilpassede arter kunne etablere sig i

skoven. Der er fredskovspligt ved skovrejsning med støtte og det er dermed et varigt

tiltag, så på sigt er der potentiale for høj diversitet i de nye skove. Udviklingen i

biodiversiteten kan fremmes med forskellige virkemidler som træartsvalg, etablering af

lysning og vådområder.

Selv om potentialet for høj biodiversitet ikke umiddelbart er tilstede i nyrejste skove på

landbrugsjord, skal skovene etableres og i den fase, er der mulighed for at påvirke det

kommende naturindhold i skoven. De fleste virkemidler kan med fordel implementeres

ved etablering af skoven. Forskellige arter og artsgrupper benytter forskellige dele af

skovøkosystemet som levested og føderessource. Disse leve- og fødesteder udvikler

sig forskelligt i tid og rum. Spredning af skovarter ind i de nye skove vil også foregå

med forskellig hastighed for forskellige organismegrupper. Prioritering af de enkelte

virkemidler er derfor vanskelig. Valg af busk- og træarter og etablering af vådområder

vil have en effekt på associerede arter efter få år, hvorimod dødt ved først vil dannes

efter omkring 20-50 år og store dimensioner af dødt ved kommer først efter omkring

100 år.

Vi har i rapporten valgt ikke at præsentere scores for effekterne af de enkelte

virkemidler på organismegrupperne, som der er gjort for virkemidler på og omkring

dyrkningsflader. Der er få studier af udviklingen i biodiversiteten ved skovrejsning på

intensivt dyrkede landbrugsarealer og de nuværende høje næringsniveauer gør

149

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

sammenligningen med tidligere skovrejsninger vanskelig. Dyr og planter har

forskellige krav til omgivelserne og forskellige tiltag vil tilgodese forskellige organismer,

så en variation af virkemidler i en skov vil understøtte flest dyr og planter.

Overordnet ved vi, at løvskov understøtter flere arter end nåleskov og at lysninger, der

samtidig er våde ikke så let gror til som tørre lysninger. Vådområder understøtter også

en del sjældne eller sjældnere arter. Er hovedformålet med skovrejsningen

biodiversitet, vil naturlig tilgroning som skovrejsningsmetode udvikle den mest diverse

skovstruktur. Tilgroning er ofte en langsommelig og stokastisk proces, som kan påvirkes

med simple tiltag mht. træartssammensætning og tilgroningshastighed.

Da de skovassocierede arter skal sprede sig ind i de nye skove har det omgivne

skovlandskab betydning og nærhed til gammel skov er en nøglefaktor for udviklingen

af biodiversiteten i de nye skove. Derfor kan nye skove med fordel placeres op ad

ældre skove og samtidig vil de nye skove kunne skærme ældre skove mod

atmosfærisk kvælstofdeposition, som er højest i skovkanterne.

Driftsøkonomiske effekter

De driftsøkonomiske effekter i forbindelse med biodiversitetsvirkemidler ved

skovrejsning skal ses som ekstraomkostninger givet at skovrejsning er besluttet. Dette

betyder er de arealmæssige offeromkostninger ved selve skovrejsningen ikke indgår.

De tidlige aspekter i skovrejsning og for biodiversitetsvirkemidlerne ved skovrejsning

gør det ekstra vanskeligt at sammenligne omkostninger og effekter. Omkostningerne

præsenteret i Tabel 7.2 angiver de årlige omkostninger på hhv. driftsøkonomisk og

velfærdsøkonomisk niveau.

150

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tabel 7.2. Oversigt over de vurderede biodiversitetseffekter og økonomiske konsekvenser af

forskellige virkemidler i forbindelse med skovrejsning.

Virkemiddel

Tiltag ifm. skovrejsning

Jordbearbejdning og

etablering

Træarter

Biodiversitets-effekter*

(sammendrag)

Økonomisk effekt*

(kr./ha/år)

Drifts-

økonomi

Velfærds-

økonomi

Udgangspunktet er forstyrrede jorde og jordbe-

arbejdning er ikke et problem. Det er vigtigt at

jorden bliver løsnet, hvis der er traktose.

Træartsvalg er vigtigt. Flere træarter sammen er

bedre end monokulturer. Løvskov er generelt

mere artsrig end nåleskov. Det er vigtigt med en

høj andel af pollen- og nektarplanter, hvilket

ofte findes i skove etableret med naturlig tilgro-

ning eller hvor dette prioriteres i tilplantningen.

Lysninger skaber variation i skoven og dermed

nye habitater for flora og fauna. En frodig

skovbundsflora er afhængig af lys til bunden.

Skovens vådområder er typisk artsrige

sammenlignet med tør skov. Vådområder vil

ofte være lysninger. Fluktuerende vandstand vil

hæmme tilgroning og skabe diversitet i og

omkring vådområdet.

Dødt ved understøtter 25 % af skovens

organismer, især insekter og svampe, men

dannes langsomt naturligt. Dødt ved kan

skabes ved at efterlade hele eller dele af

tyndingsmaterialet i skoven. Samles det i

kvashegn/rækker kan det understøtte flere

organismegrupper f.eks. små pattedyr og fugle.

Høje næringsværdier fremme hurtigt voksende

urter og hæmmer udviklingen af en typisk

skovbundsflora især på morænejorde. Indle-

dende energiafgrøde som poppel kan fjerne en

del af kvælstofpuljen og dermed forbedre

grundlaget for langsomt voksende skovarter

Skovrejsning ved naturlig tilgroning er et

virkemiddel, der oftest vil skabe den mest

varierede skov med en stor andel af

hjemmehørende buske og træer.

En del skovrejsning foregår ofte langt væk fra

ældre skove. Det betyder, at de skovtilpassede

arter eller deres frø eller frugter ikke er at finde i

nærområdet. Assisteret spredning kan hjælpe

organismerne på vej og i forbindelse med

naturlig tilgroning, kan assisteret spredning f.eks.

bruges til at fremme spredning af specifikke

træ- og buskarter.

740

950

Lysninger

2 ha

5 ha

10 ha

Vådområder i skoven

2 ha

5 ha

10 ha

280

260

250

1230

1210

1200

360

330

320

1580

1550

1540

Dødt ved, livstræer, kvashegn:

Placering i rækker

Ikke kommercielle tyndinger

120

150

Næringsstoffjernelse (gevinst!)

100

130

Naturlig tilgroning (hegning)

2ha

5ha

10ha

Assisteret spredning

Skovø

Fuglepæle

1.090

690

490

1.400

890

630

*) Da det er organismegruppe(r), der kan have gavn af et givent virkemiddel, kan resultaterne for

biodiversitetseffekterne ikke umiddelbart sammenlignes på tværs af virkemidlerne.

151

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

7.4 Konklusion

Denne rapport gennemgår et udvalg af relevante eksisterende og nye virkemidler til

fremme af biodiversiteten på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer, herunder

deres forventede biodiversitetseffekt og de forventede økonomiske effekter ved disse,

samt anbefalinger for deres implementering med henblik på at optimere

biodiversitetseffekten.

Da biodiversitet er særdeles komplekst, og i princippet omfatter samtlige organismer

og deres krav til habitater og ressourcer, vil der med sikkerhed være behov for en

kombination af mange virkemidler for at optimere effekten på biodiversiteten og

dermed bidrage til målsatte forbedringer af biodiversiteten. Samtidig er det essentielt

at fastslå, at selv om de udvalgte virkemidler på- og i forbindelse med dyrkningsfladen

samt ved skovrejsning kan bidrage væsentligt til en forøget biodiversitet i fremtiden,

bør en hovedprioritet være at bevare allerede eksisterende, værdifulde habitater og

sørge for at pleje dem bedst muligt.

Den indledende læsevejledning og baggrund for analyserne er vigtig, med henblik på

at forstå ovenstående oversigtstabeller med de enkelte biodiversitetsvirkemidlers

effekt. Her er det igen vigtigt at pointere, at tabellerne udelukkende omfatter effekter

af virkemidler på dyrkningsfladen og derfor ikke dækker den overordnede konklusion

på rapporten omkring indsatser på øvrige arealer og de større effekter på

landskabsniveau.

Der er for alle virkemidler og eksisterende biotoper givet anbefalinger til, hvordan

virkemidler og pleje bedst kan praktiseres med henblik på at fremme biodiversiteten

mest muligt. Men da der er tale om den første samlede oversigt over udvalgte

virkemidler til fremme af biodiversitet på og i tilknytning til dyrkningsfladen, er det

væsentligt at bemærke, at der ikke er tale om en udtømmende oversigt, ligesom

vurderingerne repræsenterer et første bud på effekterne baseret på eksisterende

viden. Da der desuden er tale om en generel analyse, vil resultaterne ikke

nødvendigvis kunne overføres umiddelbart til konkrete lokaliteter eller driftsformer,

hvilket gælder for vurderingen af både biodiversitetseffekter og driftsøkonomi. I

vurderingen af virkemidlerne beskrives udelukkende den lokale effekt, men

landskabsforhold - herunder landskabsheterogenitet - kan have stor betydning for

biodiversitetseffekten på større skala. Inddragelse af landskabsforhold kræver dog en

selvstændig analyse, herunder eventuelt også udvikling af tilskudsordninger, der

gælder på tværs af flere bedrifter.

Biodiversitetseffekterne vil for en række virkemidler være betydeligt større ved fravær

af pesticidpåvirkning, hvilket økologisk praksis umiddelbart tilgodeser. Det gælder

f.eks. levende hegn, lærkepletter, og insektvolde. På økologiske bedrifter er det

imidlertid ikke muligt, under de nuværende tilskudsordninger, at søge støtte til

sådanne specifikke virkemidler, men udelukkende til det økologiske arealtilskud. Ved

tilrettelægges af fremtidige tilskudsordninger bør muligheden for at støtte sådanne

specifikke virkemidler på økologiske bedrifter inddrages.

Foruden de litteraturbaserede analyser af virkemidlerne er der foretaget en

spørgeskemaundersøgelse til afdækning af landbrugeres holdninger til gennemførsel

152

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

af tiltag til fremme af biodiversitet på deres ejendomme. Resultaterne her fra viser, at

en række strategiske hensyn og dilemmaer for landbrugeren kan være afgørende for

virkemidlernes udbredelse og succes.

Sidst skal igen nævnes, at denne udredning er det første forsøg på at foretage en

samlet vurdering af virkemidler til fremme af biodiversiteten på de nuværende

landbrugsarealer, herunder nye skovrejsningsarealer på landbrugsfladen, hvorfor

arbejdet har afdækket en lang række forhold, som fremover kan underkastes

yderligere forskning og videns-opsamling med henblik på at understøtte indsatsen for

øget biodiversitet.

153

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

8 Litteraturliste

Andersen LW, Bruus M, Jensen TS, Marchi C, Topping C, Damgaard C, Olsen K,

Dalgaard T og Strandberg B (2014)

Øger økologisk landbrug biodiversiteten?

Hovedkonklusioner fra REFUGIA-projektet

, ICROFS nyt, nr. 3.

Andersen DK, Ejrnæs R, Vinther E, Svendsen A, Bruun HH, Buchwald E og Vikstrøm T

(2015)

Forvaltning af rigkær. Udgangspunkt i voksesteder af mygblomst

. Aarhus

Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 52 s. - Videnskabelig rapport fra

DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 150.

dce2.au.dk/pub/SR150.pdf

Andersen HE, Rubæk GH, Hasler B og Jacobsen BH (redaktører) (2020)

Virkemidler til

reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet

. Aarhus Universitet, DCE - Nationalt

Center for Miljø og Energi, 284 p. Videnskabelig rapport nr. 379.

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

Andersen N (2015)

Manual til flere Viber på markerne

. DOF Birdlife

publikationsdatabase. 5 s.

https://pub.dof.dk/notater/8/download/2015-manual-til-

flere-viber-paa-markerne.

Andreasen C and Streibig JC (2011)

Evaluation of changes in weed flora in arable

fields of Nordic countries – based on Danish long-term surveys

. Weed Research 51,

214-226.

Archer SR, Andersen EM, Predick KI, Schwinning S, Steidl RJ and Woods SR (2017)

Woody Plant Encroachment: Causes and Consequences.

In Rangeland Systems:

Processes, Management and Challenges (Cham: Springer International Publishing) pp.

25–84.

Atrena A, Banelytė GG, Læssøe T, Riis-Hansen

R, Bruun HH, Rahbek C and Heilmann-

Clausen J (2020)

Quality of substrate and forest structure determine macrofungal

richness along a gradient of management intensity in beech forests

. Forest Ecology

and Management, 478, 118512, doi.org/10.1016/j.foreco.2020.118512.

Aude E, Hansen DN, Møller PF og Riis-Nielsen T (2002)

Naturnær skovrejsning – et

bæredygtigt alternativ?

Danmarks Miljøundersøgelser. 47 p. Faglig rapport fra DMU nr

389.

Baker AJ and Brooks RJ (1981)

Distribution patterns of raptors in relation to density of

meadow voles

. Condor 83, 42-47.

Balmford B, Green RE, Onial M, Phalan B and Balmford A (2019)

How imperfect can

land sparing be before land sharing is more favourable for wild species?

Journal of

applied ecology, 56(1), 73-84.

Bárcena TG, Gundersen P and Vesterdal L (2014)

Afforestation effects on SOC in

former cropland: oak and spruce chronosequences resampled after 13 years

. Global

Change Biology 20(9), 2938-2952.

154

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Batáry P, Báldi, A, Ekroos J, Gallé R, Grass I and Tscharntke T (2020)

Biologia Futura:

landscape perspectives on farmland biodiversity conservation

. Biologia Futura 71, 9-

18.

Batáry P, Dicks LV, Kleijn D and Sutherland WJ (2015)

The role of agri‐environment

schemes in conservation and environmental management

. Conservation Biology

29(4), 1006-1016.

Bauhus J, Puettmann Km Messier C (2009)

Silviculture for old-growth attributes.

Forest

Ecology and Management 258(4), 525-537.

https://doi.org/10.1016/j.foreco.2009.01.053

Bechard MJ (1982)

Effect of vegetative cover on foraging site selection by Swainson's

Hawk.

Condor, 84: 153-159.

Bengtsson J, Ahnström J and Weibull AC (2005)

The effects of organic agriculture on

biodiversity and abundance: a meta-analysis

. Journal of Applied Ecology 42: 261–

269.

Bertelsen JP, Ejrnæs R, Hald AB, Odderskær P, Strandberg M og Topping C (2008)

Fup

og fakta om brak og natur

. Aktuel Naturvidenskab 2, 2008, 32-35.

Bertelsen JP, Karlslund CA, Sørensen SØ og Holbeck HB (2015)

Dyrkningsvejledning.

Natur- og vildtvenlige tiltag i landbruget - udførelse og effekt

. Revideret 2015. Aarhus

Universitet, 9 p.

Beule L, Lehtsaar E, Corre MD, Schmidt M, Veldkamp E and Karlovsky P (2020)

Poplar

Rows in Temperate Agroforestry Croplands Promote Bacteria, Fungi, and

Denitrification Genes in Soils Front

. Microbiology 10, 1–11.

Birkhofer K, Ekroos CJ and Smith HG (2014)

Winners and losers of organic cereal

farming in animal communities across Central and Northern Europe

. Biological

Conservation 175: 25–33

Boinot S, Poulmarc’h J, Mézière D, Lauri PÉ and Sarthou JP (2019)

Distribution of

overwintering invertebrates in temperate agroforestry systems: Implications for

biodiversity conservation and biological control of crop pests

. Agriculture, Ecosystems

and Environment 285, 1–11.

Boutin C, Strandberg B, Carpenter D, Mathiassen SK, Thomas P (2014)

Herbicide

impact on native plant reproduction: what are the ecological and toxicological

implications

? Environmental Pollution, 125, 1-12.

Briones MJI and Schmidt O (2017)

Conventional tillage decreases the abundance and

biomass of earthworms and alters their community structure in a global meta-analysis

Global Change Biology, 1–24. Biology 1-24. DOI: 10.1111/gcb.13744.

Brown SC (1998)

Remnant seed banks and vegetation as predictors of restored marsh

vegetation.

Canadian Journal of Botany 76, 620-629.

155

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Brunet J (2007)

Plant colonization in heterogeneous landscapes: an 80-year

perspective on restoration of broadleaved forest vegetation

. Journal of Applied

Ecology 44, 563–572.

Bruus M, Andersen HV, Løfstrøm P, Kjær C, Glasius M, Jensen B, Strandberg MT, Bak JL,

Hansen KM og Bossi R (2008)

Omfang og effekt af herbicidafdrift til læhegn.

Bekæmpelsesmiddelforskning fra Miljøstyrelsen, bind 120, 86 s.

Bruus M, Dupont YL, Berthelsen JP og Strandberg MT (2016)

Konkrete tiltag til højnelse

af naturværdi af blomsterbrak

. Faglig redegørelse nr. 107569, 18 s., dec. 08, 2016.

Bucher R, Andres C, Wedel MF and Entling MH (2016)

Biodiversity in low-intensity

pastures, straw meadows, and fallows of a fen area - A multitrophic comparison

Agriculture, Ecosystems and Environment 219, 190-196.

Burkle LA, Delphia CM and O’Neill KM (2020)

Redundancy in wildflower strip species

helps support spatiotemporal variation in wild bee communities on diversified farms

Basic and Applied Ecology 44, 1-13.

Buttenschøn RM og Gottlieb L (2019)

Skovgræsning med biodiversitetsformål

. (1 udg.)

Frederiksberg: Institut for Geovidenskab og Naturforvaltning, Københavns Universitet.

IGN Rapport.

https://static-

curis.ku.dk/portal/files/230689434/Skovgr_sning_web_3.pdf

Buttenschøn RM & Schmidt IK. 2015. De danske hedetyper, deres udbredelse og

tilstand. Flora og Fauna 121(3-4), 75-78.

Byriel DB, Schmidt IK, Justesen MJ, Pape T, Hansen AK, Riis-Nielsen T, Kepfer Rojas S

(2020)

Forest management affects crane fly (Tipuloidea) community structure through

changes in edaphic conditions.

Forest Ecology and Management. 457. 117756.

https://doi.org/10.1016/j.foreco.2019.117756.

Byriel et al. In prep. Common heathland management regimes do not benefit all

insect taxa – the importance of mosaic management

Callesen I, Jørgensen BB, Fischer L, Larsen HME, Ravn HP, Filsø SS, Bjerager PER og

Thomsen IM (2017)

Egens sundhedsproblemer på grundvandsnære jorde

Frederiksberg. IGN Rapport.

https://static-

curis.ku.dk/portal/files/183508008/Callesen_et_al_rapport_egesundhed_2017.pdf

Cardinael R, Hoeffner K, Chenu C, Chevallier T, Béral C, Dewisme A and Cluzeau D

(2019)

Spatial variation of earthworm communities and soil organic carbon in

temperate agroforestry.

Biology and fertile soils 55, 171–83.

Chamberlain J, Gough S, Anderson G, MacDonald M, Grice P and Vickery J (2009)

Bird

use of cultivated fallow ‘Lapwing plots’ within English agri-environment schemes

. Bird

Study 56, 289-297.

156

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Christiansen JR, Vesterdal L, Hansen KI, Sevel L, Gundersen P og Bastrup-Birk A (2008)

Nedsivning af vand under otte danske skove.

Videnblade Skov og Natur 8.5-20.

Christensen TK, Balsby TS, Mikkelsen P og Lauritzen T (2020)

Vildtudbyttestatistik og

vingeundersøgelsen for jagtsæsonerne 2015/16 og 2016/17

. Notat Fra DCE -

Nationalt Center for Miljø Og Energi, Vol. 46, p. 15.

Christensen M, Hahn K, Mountford EP, Ódor P, Standovar T, Rozenberger D, Diaci J,

Wijdeven S, Meyer P, Winter S and Vrska T (2005)

Dead wood in European beech

(Fagus sylvatica) forest reserves

. Forest Ecology and Management 210, 267-282.

Clark JD and Johnson AH (2011)

Carbon and nitrogen accumulation in post-

agricultural forest soils of Western New England

. Soil Science Society of America

Journal 75, 1530–1542.

Collins KL, Boatman ND, Wilcox A, Holland JM and Chaney K (2002)

Influence of

beetle banks on cereal aphid predation in winter wheat

. Agriculture, Ecosystems &

Environment 93, 337-350.

Concepcióm ED, Aneva I, Jay M, Lukanov S, Marsden K, Moreno G, Oppermann R,

Pardo A, Piskol S and Rolo V (2020)

Optimizing biodiversity gain of European

agriculture through regional targeting and adaptive management of conservation

tools

. Biological Conservation 241, 108384.

Cong W, Dupont YL, Søegaard K and Eriksen J (2020)

Optimizing yield and flower

resources for pollinators in intensively managed multi-species grasslands

. Agriculture,

Ecosystems and Environment, 302, 107062.

Cunningham SC, Mac Nally R, Baker PJ, Cavagnaro TR, Beringer J, Thomson JR and

Thompson RM (2015)

Balancing the environmental benefits of reforestation in

agricultural regions.

Perspectives in Plant Ecology, Evolution and Systematics 17(4),

301-317. https://doi.org/10.1016/j.ppees.2015.06.001.

Dahlberg A og Stokholm JN (2004)

Vedlevande arters krav på substrat

. Skogsstyrelsen.

https://shop.textalk.se/shop/9098/art85/4646085-51e2f5-1733.pdf

Dalgaard T, Jacobsen NM, Odgaard MV, Pedersen BF and Ejrnæs R (2019a)

Potentiale

for småbiotoper i Danmark

. Udredning/notat. Journal 2018-760-001315. 21.

november 2019. DCA - Nationalt Center for Fødevarer og Jordbrug, Foulum. 12 p.

https://pure.au.dk/portal/da/publications/potentiale-for-smaabiotoper-i-

danmark(d181519f-9926-4aca-afec-4f9cc5a093d2).html.

Dalgaard T, Jensen M, Kongsted AG, Jørgensen U, Krogh PH, Pedersen HL, Bertelsen

MG og Olesen JE (2019b)

Scenarier for skovlandbrug i Danmark - effekter på miljø,

klima og biodiversitet

(Tjele) Online: http://dca.au.dk.

Dalgaard T, Odgaard MV, Pedersen BF, Strandberg B and Ejrnæs R (2020)

Biodiversitetsmæssige overvejelser ved udlægning af småbiotoper på arealer med

permanent græs eller lavbundsarealer

. Faglig redegørelse. Journal 2020-0103291. 25.

157

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

august 2020. DCA - Nationalt Center for Fødevarer og Jordbrug, Foulum. 8 s.

https://pure.au.dk/portal/da/publications/biodiversitetsmaessige-overvejelser-ved-

udlaegning-af-smaabiotoper-paa-arealer-med-permanent-graes-eller-

lavbundsarealer(47e5d58a-61ae-4d8b-8ded-d4b0bf73871f).html.

Danmarks Jægerforbund (2020a)

Insektvolde

https://www.jaegerforbundet.dk/vildt-

og-natur/natur-og-vildtpleje/bestandpleje/udsaetning/biotopplaner/insektvolde/

Danmarks Jægerforbund (2020b)

Vildtplantninger

https://www.jaegerforbundet.dk/vildt-og-natur/natur-og-

vildtpleje/terraenpleje/vildtplantning/

Danmarks Naturfredningsforening (2020)

Jord og Stendiger

http://stoet.dn.dk/Default.aspx?ID=4220.

Dansk Landbrugsrådgivning u.å. Dyrkningsvejledning, Græs og kløvergræs

Dansk Skovforening (2003)

Skovøkonomisk Tabelværk

(Ver. 1.0.1.).

Daunicht WD (1992)

Einfluss der Bewirtschaftung am Beispiel der Feldlerche

. EcoSys 2,

73-74.

Davidson KE, Fowler MS, Skov MW, Forman D, Alison J, Botham M, Beaumont N and

Griffin JN (2020)

Grazing reduces bee abundance and diversity in saltmarshes by

suppressing flowering of key plant species.

Agriculture, Ecosystems and Environment

291, 106760.

Dicks LV, Baude M, Roberts SPM, Phillips J, Green M and Carvell C (2015)

How much

flower-rich habitat is enough for wild pollinators? Answering a key policy question with

incomplete knowledge

. Ecological Entomology 40, 22-35.

DLF (2018):

OVERSIGT OVER AFGRØDER - vildtafgrøder 2018

, available at:

http://www.dlf.dk/Files/Files/_Websites/DLF.dk/Agro/pdf/Vildtafgrøder-2018-

bestillingsseddel-90x268-DJ.pdf (accessed 14 August 2020).

DST – Danmarks statistik (2018):

Jordbrugets regnskaber

- Danmarks Statistik. Udvidede

Tabeller for Jordbrug 2018, available at:

https://www.dst.dk/da/Statistik/emner/erhvervslivets-sektorer/landbrug-gartneri-og-

skovbrug/jordbrugets-regnskaber (accessed 19 August 2020).

DST - Danmarks statistik (2019a): LPRIS36:

Priser for jordbrugets produktionsfaktorer

efter produkt og enhed - Statistikbanken - data og tal. Arbejdsløn, Tarif C (kr. pr. time)

Danmarks Statistik, available at:

https://www.statbank.dk/statbank5a/SelectVarVal/Define.asp?Maintable=LPRIS36&P

Language=0 (accessed 3 July 2020).

DST - Danmarks statistik (2019b) Statistikbanken -

Erhvervslivets Sektorer BDF11

Bedrifter efter område, enhed, bedriftstype og areal

Online:

158

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

https://www.statistikbanken.dk/statbank5a/selectvarval/define.asp?PLanguage=0&s

ubword=tabsel&MainTable=BDF11&PXSId=180280&tablestyle=&ST=SD&buttons=0.

DST - Danmarks Statistik (2020a)

LPRIS36 Arbejdsløn, Tarif C (kr. pr. time)

https://www.statbank.dk/statbank5a/SelectVarVal/Define.asp?Maintable=LPRIS36&P

Language=0.

DST - Danmarks statistik (2020b): AFG5. AFG5:

Det Dyrkede Areal Efter Område, Enhed

Og Afgrøde

, available at:

https://www.statistikbanken.dk/AFG5.

DSV (2020)

Insektvold blanding 1 kg. DSV landmands shop

https://landmand.dsv-

froe.dk/shop/insektvold-blanding-1-715p.html,

(accessed 3 July 2020).

Dubgaard A, Jespersen HML, Laugesen FM, Hasler B, Christensen LP, Christensen LP,

Martinsen L, Kälstrøm MN og Levin G (2012)

Økonomiske Analyser Af

Naturplejemetoder i Beskyttede Områder

, Fødevareøkonomisk Institut, Københavns

Universitet. Rapport / Fødevareøkonomisk Institut, Nr. 211.

Ebeling A, Hines J, Hertzog LR, Lange M, Meyer ST, Simons NK and Weisser WW (2018)

Plant diversity effects on arthropods and arthropod-dependent ecosystem functions in

a biodiversity experiment

. Basic and Applied Ecology 26, 50-63.

Ejrnæs R (2010)

Hvordan kan vi nå EU-målsætningen om at stoppe tilbagegangen af

biodiversitet i Danmark

? I: Geldmann, J. (red.) et al.: Naturens tilstand i Danmark.

Vidensbaseret debatdag, den 13. april 2010, pp. 18-23; Det Kongelige Danske

Videnskabernes Selskab

Ejrnæs R, Nygaard B og Strandberg M (2014)

Forbedring af naturtilstand og

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

Notat fra DCE -

Nationalt Center for Miljø og Energi. 27. november 2014.

Ejrnæs R, Bruun HH, Heilmann-Clausen J og Strandberg B (2019)

Virkemiddelkatalog

for natur.

52 p. Aarhus Universitet og Københavns Universitet.

https://www.dn.dk/media/45012/virkemiddelkatalog_8-marts.pdf. ISBN: 978-87-

93129-55-9.

Ejrnæs R, Karlslund CA og Holbeck HB (u. år)

Katalog over naturtiltag i marken. Natur-

og vildtvenlige tiltag i landbruget – udførelse og effekt

. Notat Aarhus Universitet.

Ejrnæs R og Nygaard B (2011b) Kapitel 2:

Skov

. I: Ejrnæs R, Wiberg-Larsen P, Holm TE,

Josefson A, Strandberg B, Nygaard B, Andersen LW, Winding A, Termansen M, Hansen

MDD, Søndergaard M, Hansen AS, Lundsteen S, Baattrup-Pedersen A, Kristensen E,

Krogh PH, Simonsen V, Hasler B og Levin G (2011)

Danmarks biodiversitet 2010 –

status, udvikling og trusler

. Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. 152 p.

Faglig rapport fra DMU nr. 815.

Elmeros M, Therkildsen OR, Strandberg B og Kryger P (2014)

Betydning af slåning af

brakarealer for hhv. råvildt, harer, jordrugende fugle, bier og fødegrundlag for vilde

dyr

. Notat fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi 8. juli 2014.

159

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Ejrnæs R, Liira J, Poulsen RS, Nygaard B (2008)

When Has an Abandoned Field

Become a Semi-Natural Grassland or Heathland?

Environmental Management 42:

707-716.

Ejrnæs R og Nygaard B (2011a)

Græsland og hede

. Kapitel 4 i: Ejrnæs R, Wiberg-

Larsen P, Holm TE, Josefson A, Strandberg B, Nygaard B, Andersen LW, Winding A,

Termansen M, Hansen MDD, Søndergaard M, Hansen AS, Lundsteen S, Baattrup-

Pedersen A, Kristensen E, Krogh PH, Simonsen V, Hasler B og Levin G (2011) Danmarks

biodiversitet 2010 – status, udvikling og trusler. Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus

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

Ejrnæs R, Nygaard B og Strandberg M (2014)

Forbedring af naturtilstand og

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

Notat fra DCE -

Nationalt Center for Miljø og Energi. 27. november 2014

Ejrnæs R, Wiberg-Larsen P, Holm TE, Josefson A, Strandberg B, Nygaard B, Andersen

LW, Winding A, Termansen M, Hansen MDD, Søndergaard M, Hansen AS, Lundsteen S,

Baattrup-Pedersen A, Kristensen E, Krogh PH, Simonsen V, Hasler B og Levin G (2011c)

Danmarks biodiversitet 2010 - status, udvikling og trusler.

Danmarks

Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. 152 p. - Faglig rapport fra DMU nr. 815.

Emmett B, Anderson J and Hornung M (1991)

The controls on dissolved nitrogen losses

following two intensities of harvesting in a Sitka spruce forest (N. Wales).

Forest

Ecology & Management 41, 65-80.

Eriksen J, Thomsen IK, Hoffmann CC, Hasler B, Jakobsen BH, Baattrup-Pedersen A,

Strandberg B, Boelt B, Iversen BV, Kronvang B, Børgesen CD, Abalos D, Zak D, Hansen

EM, Blicher-Mathiesen G, Rubæk GH, Ørum JE, Rasmussen J, Audet J, Olesen JE,

Elsgaard L, Munkholm LJ, Jørgensen LN, Martinsen L, Bruus M, Carstensen MV, Pedersen

MF, Nørremark M, Hutchings NJ, Gundersen P, Kudsk P, Sørensen P, Lærke PE, Gislum R,

van’t Veen SGM, Larsen SE, Petersen SO, Riis T og Jørgensen U (2020)

Virkemidler til

reduktion af kvælstofbelastningen af vandmiljøet.

Nationalt Center for Fødevarer og

Jordbrug, Aarhus Universitet, Foulum. 380 p. Myndighedsrådgivning rapport, Journal

2019-760-001115.

https://pure.au.dk/portal/files/191932933/N_virkemiddelkatalog_2020rev_0807202

0.pdf.

Eriksson O (1993)

The species-pool hypothesis and plant community diversity

. Oikos

68(2), 371-374.

Espensen BL, Goldberg C, Jakobsen EM, Lorentzen C, Thaysen JN, Christensen M og

Bojsen T (2018)

Katalog over omkostninger ved etablering af erstatningsnatur.

Orbicon.

Farmtalonline.dlbr.dk (2020)

https://farmtalonline.dlbr.dk/.

SEGES, Skejby.

160

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Fagan KC, Pywell RF, Bullock JM and Marrs RH (2008)

Do restored calcareous

grasslands on former arable fields resemble ancient targets? The effect of time,

methods and environment on outcomes

. Journal of Applied Ecology, 45, 1293-1303

Fahrig L, Baudry J, Brotons L, Burel FG, Crist TO, Fuller RJ, Sirami C, Siriwardena GM and

Martin J-L (2011)

Functional landscape heterogeneity and animal biodiversity in

agricultural landscapes

. Ecology Letters 14, 101-112.

Finansministeriet (2018):

Den Samfundsøkonomiske Diskonteringsrente

Finansministeriet (2019)

Nøgletalskatalog

https://fm.dk/media/17360/noegletalskatalog-december-2019.pdf

Finch T, Gillings S, Green RE, Massimino D, Peach WJ and Balmford A (2019)

Bird

conservation and the land sharing-sparing continuum in farmland-dominated

landscapes of lowland England

. Conservation Biology 33(5), 1045-1055.

Fischer J, Jenny M and Jenni L (2009)

Suitability of patches and in-field strips for

Skylarks Alauda arvensis in a small parceled mixed farming area.

Bird Study 56: 34–42.

Fløjgaard C et al. (in prep)

Biodiversitetseffekter af rewilding

. DCE rapport.

Fløjgaard C, Pedersen PBM, Sandom C, Svenning JC and Ejrnæs R (2020)

Exploring a

natural baseline for large herbivore biomass

. BioRxiv.

Foreningen til svampekundskabens fremme (2016) Database over danske

svampefund, administreret af Frøslev T, Heilmann-Clausen J, Lange C, Læssøe T,

Petersen JH, Søchting U, Jeppesen TS og Vesterholt J (2020) online

www.svampeatlas.dk (12.9. 2020).

Fredshavn JR og Ejrnæs R (2007)

Beregning af naturtilstand - ved brug af simple

indikatorer

. 2. udg. Danmarks Miljøundersøgelser – Faglig rapport DMU 599.

Fredshavn J, Nygaard B, Ejrnæs R, Damgaard C, Therkildsen OR, Elmeros M, Johansson

LS, Alnøe A.B., Dahl K, Nielsen EH, Pedersen HB, Sveegaar S, Galatius A Teilmann J

(2019)

Bevaringsstatus for naturtyper og arter

. Oversigt over Danmarks Artikel 17-

rapportering til Habitatdirektivet 2019. Notat fra DCE – Nationalt Center for Miljø og

Energi, 6. september 2019.

Fredshavn JR og Strandberg M (2013)

Kvalitativ vurdering af EFA-arealers effekt på

biodiversiteten

. Notat fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi. 11. september

2013.

Frouz J (1999)

Use of soil dwelling Diptera (Insecta, Diptera) as bioindicators: a review

of ecological requirements and response to disturbance

. Agriculture, Ecosystems and

Environment, 74(1), 167–186.

161

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Ganser D, Knop E and Albrecht M (2019)

Sown wildflower strips as overwintering

habitat for arthropods: Effective measure or ecological trap?

Agriculture, Ecosystems

and Environment 275, 123–131.

Ganzelmeier H, Rautmann D, Spangenberg,R, Streloke M, Herrmann M, Wenzelburger

HJ and Walter HF (1995)

Untersuchungen zur Abtrift von Pflanzenschutzmitteln

Ergebnisse eines bundesweiten Versuchsprogrammes

. Mitteilungen aus der

Biologischen Bundesanstalt für Land- und Forstwirtschaft Berlin-Dahlem, Heft 304,

1995.

Gao T, Hedblom M, Emilsson T and Nielsen AB (2014).

The role of forest stand structure

as biodiversity indicator.

Forest Ecology and Management 330, 82-93.

Godefroid S, Massant W and Koedam N (2005)

Variation in the herb species response

and the humus quality across a 200‐year chronosequence of beech and oak

plantations in Belgium

. Ecography, 28: 223-235. doi:10.1111/j.0906-

7590.2005.03877.x

Gardenpro.dk (2020):

EG KVARTE PÆLE Ø18 - 20 x 180 CM

, available at:

https://gardenpro.dk/shop/119-ege-trae-stolper-og-paele/867-eg-kvarte-paele-

oe18---20-x-180-cm/ (accessed 16 September 2020).

Godefroid S and Koedam N (2004)

Interspecific variation in soil compaction sensitivity

in forest floor species.

Biological Conservation 119, 207-217.

Gove B, Power SA, Buckley GP and Ghazoul J (2007)

Effects of herbicide spray drift

and fertilizer overspread on selected species of woodland ground flora: Comparison

between short-term and long-term impact assessments and field surveys

. Journal of

Applied Ecology 44, 374–384.

Gossner MM, Engel K and Jessel B (2008)

Plant and arthropod communities in young

oak stands: Are they determined by site history?

Biodiversity and Conservation 17(13),

3165-3180.

Green RE (1980)

Food Selection by Skylarks and Grazing Damage to Sugar Beet

Seedlings.

Journal of Applied Ecology 17(3), 613-630.

Gundersen P (2008)

Nitratudvaskning fra skovarealer – model til risikovurdering

(SkovNitrat). Københavns Universitet

. Arbejdsrapport Skov og Landskab. 43 s.

https://static-curis.ku.dk/portal/files/194913240/Gundersen_PAF_NO3_Rapport.pdf

Gundersen P (2018)

Nitratudvaskning i nye skove på gammel landbrugsjord

. IGN

Rapport, Københavns Universitet, Frederiksberg.

Gundersen P og Buttenschøn RM (2005)

Vegetationsudvikling og nitratudvaskning ved

ændret arealanvendelse – eng, overdrev og skovrejsning i Drastrup projektet 1998-

2005,

Aalborg Kommune og Arbejdsrapporter Skov & Landskab Nr.: 24, 52 p.

162

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Gundersen P og Johannsen VK (2016)

Ammoniakfølsomme skove – kortlægning og

vejledning.

Institut for Geovidenskab og Naturforvaltning, Københavns Universitet. IGN

Rapport.

https://static-curis.ku.dk/portal/files/171620128/Nskov_rapport_web_3.pdf

Gundersen P, Schmidt I and Rasmussen K (2006)

Leaching of nitrogen from temperate

forests – effects of air pollution and forest management

. Environmental Reviews 14, 1-

57.

Hautier Y, Niklaus, PA and Hector A (2009)

Competition for light causes plant

biodiversity loss after eutrophication.

Science, 324(5927), 636-638.

Hansen EM, Thomsen IK, Hutchings NJ, Strandberg M og Bruus M (2020)

Vurdering af

natur-, miljø- og klimamæssige effekt af et 2-årigt jordbehandlingskrav på arealer

med blomster- og bestøverbrak.

Nationalt Center for Fødevarer og Jordbrug. 24 S.

https://pure.au.dk/portal/files/196842464/Levering_Vurdering_af_natur_milj_og_klim

am_ssige_effekt_af_et_2_rigt_jordbehandlingskrav_p_arealer_med_blomster_og_best

_verbrak.pdf.

Hansen K (1996)

Dansk Feltflora

. Gad.

Hansen K, Rosenqvist L, Vesterdal L and Gundersen P (2007)

Nitrate leaching from

three afforestation chronosequences on former arable land in Denmark

. Global

Change Biology 13, 1250-1264.

https://doi.org/10.1111/j.1365-2486.2007.01355.x

Hansen K, Schmidt IK, Gundersen P og Vesterdal V (2008)

Skovrejsning – Miljømæssige

konsekvenser

. Skovbrug. Videnblad. 4.0-1.

Heilmann-Clausen J and Christensen M (2004)

Does size matter? On the importance

of various dead wood fractions for fungal diversity in Danish beech forests

. Forest

Ecology and Management. 201; 105-117.

Heneberg P, Bogusch P and Řezáč M (2017)

Roadside verges can support

spontaneous establishment of steppe-like habitats hosting diverse assemblages of

bees and wasps (Hymenoptera: Aculeata) in an intensively cultivated central

European landscape

. Biodiversity and Conservation 26, 843–864.

Hermy M and Verheyen K (2007)

Legacies of the past in the present-day forest

biodiversity: a review of past land-use effects on forest plant species composition and

diversity

. Ecological Research 22(3), 361-371.

Hole DG, Perkins AJ, Wilson JD, Alexander IH, Grice F and Evans AD (2005)

Does

organic farming benefit biodiversity

. Biological Conservation 122, 113–130

Holland JM (2004)

The environmental consequences of adopting conservation tillage

in Europe: reviewing the evidence

. Agriculture, Ecosystems and Environment 103, 1-

25.

Holland JM and Reynolds CR (2003)

The impact of soil cultivation on arthropod

(Coleoptera and Araneae) emergence on arable land.

Pedobiologia 47, 181–191.

163

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Højgård Petersen, A, Lundhede, T, Bruun, HH, Heilmann-Clausen, J, Thorsen, BJ,

Strange, N & Rahbek, C 2016,

Bevarelse af biodiversiteten i de danske skove: en

analyse af den nødvendige indsats, og hvad den betyder for skovens andre

samfundsgoder

. Center for Makroøkologi, Evolution og Klima, Københavns Universitet.

Isbell F, Tilman D, Polasky S, Binder S and Hawthorne P (2013)

Low biodiversity state

persists two decades after cessation of nutrient enrichment.

Ecology letters, 16(4), 454-

460.

Jacobsen BH (2019).

Vurdering af erstatningsniveauer i forbindelse med

dyrkningsrestriktioner i boringsnære beskyttelsesområder (BNBO),

34 s., IFRO

Udredning, Nr. 2019/22.

https://static-

curis.ku.dk/portal/files/230148368/IFRO_Udredning_2019_22.pdf.

Jacobsen NM og Dalgaard T (2020)

Spørgeskema vedr. biodiversitetsvirkemidler.

Baggrundnotat.

Aarhus Universitet, Institut for Agroøkologi. 28 s.

Johannsen VK, Nielsen K, Fritzbøger B, Buchwald E, Serup H, Møller PF, Schmidt IK,

Kepfer RS, Nord-Larsen T, Larsen JB, Christensen M, Jørgensen BB, Vesterdal L, Rune F,

Halse AY, Riis-Nielsen T og Arndal MF (2015

) Opgørelsesmetoder og udvikling i dødt

ved

. (2. udg.) Institut for Geovidenskab og Naturforvaltning, Københavns Universitet.

IGN Rapport.

https://forskning.ku.dk/soeg/result/?pure=files%2F132466002%2FOpg_metoder_og_

udv_i_doedt_ved_09_03_2015.pdf

Johannsen VK, Nord-Larsen T, Vesterdal L og Bentsen NS (2020).

Kulstofbinding ved

skovrejsning 2020: Sagsnotat

. 2020. 44 p.

https://static-

curis.ku.dk/portal/files/241891135/Sagsnotat_kulstof_skovrejsning_20200525_bilag.p

Jægerforbundet (2020).

Hare (Lepus europaeus).

https://www.jaegerforbundet.dk/vildt-og-natur/artsleksikon/pattedyr/gnavere-og-

stottetandede/hare/

Jørgensen BB, Callesen I, Vesterdal L og Riis-Nielsen T (2017)

Reolpløjning ved

skovrejsning på sandet landbrugsjord: Langsigtede effekter på vækst, rodudvikling og

bundflora

. IGN Rapport. Institut for Geovidenskab og Naturforvaltning, Københavns

Universitet, 2017. 207 p.

Kay S, Rega C, Moreno G, den Herder M, Palma JHN, Borek R, Crous-Duran J, Freese D,

Giannitsopoulos M, Graves A, Jäger M, Lamersdorf N, Memedemin D, Mosquera-

Losada R,

Kennedy CEJ, and Southwood TRE (1984)

The number of species of insects associated

with British trees: a re-

analysis. Journal of Animal Ecology 53, 455-478.

Kryger P (2020)

Vurdering af nektarværdi(honningpotentiale) for nye afgrødekoder i

2020

. DCA notat 29. april 2020.

164

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Pantera A, Paracchini ML, Paris P, Roces-Díaz JV, Rolo V, Rosati A, Sandor M, Smith J,

Szerencsits E, Varga A, Viaud V, Wawer R, Burgess PJ and Herzog F (2019)

Agroforestry

creates carbon sinks whilst enhancing the environment in agricultural landscapes in

Europe

. Land use policy 83, 581–93.

Kennedy CEJ and Southwood TRE (1984)

The Number of Species of Insects

Associated with British Trees: A Re-Analysis

. Journal of Animal Ecology 53(2), 455-478

Kepfer-Rojas S, Schmidt IK, Ransijn J, Riis-Nielsen T and K Verheyen (2014)

Distance to

seed sources and land-use history affect forest development over a long-term

heathland to forest succession.

Journal of Vegetation Science 25(6), 1493–1503

Kern CC, Montgomery RA, Reich PB and Strong TF (2014)

Harvest-created canopy

gaps increase species and functional trait diversity of the forest ground-layer

community

. Forest Science 60(2), 335-344.

Kirby P (1992)

Habitat management for invertebrates: a practical handbook

. RSPB.

Kjær C, Ehlers B, Bruus M, Hansen MDD, Hansen RR, Holmstrup M, Høye TT, Jensen J,

Offenberg J, Strandberg B, Strandberg M og Wiberg-Larsen P (2020)

Insekters

tilbagegang. Hvilke insekter går tilbage, hvorfor og hvad kan der gøres?

Aarhus

Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 90 s. - Videnskabelig rapport nr.

388.

http://dce2.au.dk/pub/SR388.pdf

Kraus D, Bütler R, Krumm F, Lachat T, Larrieu L, Mergner U, Paillet Y, Rydkvist T, Schuck A

og Winter S (2016)

Katalog over mikrohabitater på træer – Referenceliste til feltbrug.

Integrate - Teknisk Rapport. 16 p.

Kreuss A and Tscharntke T (2002)

Contrasting responses of plant and insect diversity to

variation in grazing intensity

. Biological Conservation 106(3), 293-302.

Kuemmel B, Langer V, Magid J, De Neergaard A and Porter JR (1998)

Energetic,

economic and ecological balances of a combined food and energy system

. Biomass

and Bioenergy 15, 407–16 Online:

http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0961953498000476.

Kulturministeriet (2006)

Bekendtgørelse om pleje af fortidsminder.

Bekendtgørelse nr.

1514 af 14. december 2006.

https://www.retsinformation.dk/eli/lta/2006/1514.

Kujawa K, Wuczyński A, Dajdok Z and Grzesiak W (2020)

Effect of Habitat Structure

and Crop Diversity on Common and Threatened Birds Breeding in Semi-Natural Field

Margins

. Acta Ornithologica 54, 181–99.

Küffer N and Senn-Irlet B (2005)

Inﬂuence of forest management on the species

richness and composition of wood-inhabiting basidiomycetes in Swiss forest

Biodiversity and Conservation 14:2419–2435. DOI 10.1007/s10531-004-0151-zLassen

J.N. & Larsen J.B. 2018. Naturen i de nye skove – status over udviklingen af

karplantesamfund og bevoksningsstrukturer. Landskabsværkstedet, Frederiksberg.

165

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

LBST - Landbrugsstyrelsen (2018)

Vejledning til bekendtgørelse om jordressourcens

anvendelse til dyrkning og natur

(København).

LBST - Landbrugsstyrelsen (2019a):

Vejledning Om Gødsknings- og Harmoniregler

Miljø- og Fødevareministeriet Landbrugsstyrelsen, København.

http://1.naturerhverv.fvm.dk/Files/Filer/Topmenu/Publikationer/Vejledninger/Goedni

ngsregnskab1213/Vejledning om gødsknings- og harmoniregler 1. august 2012-31.

juli 2013 - revideret september ver. 2.pdf.

LBST – Landbrugsstyrelsen (2019b)

Vejledning om tilskud til Pleje af græs- og naturare-

aler 2020

. Miljø- og Fødevareministeriet, Landbrugsstyrelsen, December 2019. 73 p.

LBST - Landbrugsstyrelsen (2020)

Vejledning om grundbetaling 2020 og generel

vejledning om at søge direkte arealstøtte og generel vejledning om at søge direkte

arealstøtte.

Miljø- og Fødevareministeriet, Landbrugsstyrelsen.

LBST - Landbrugsstyrelsen (2020a)

Faktaark - Vildt- og Bivenlige tiltag.

LBST - Landbrugsstyrelsen (2020b)

Faktaark - Braklagte arealer.

LBST - Landbrugsstyrelsen (2020c)

Vejledning om grøn støtte 2020.

LBST - Landbrugsstyrelsen (2020d)

Find svar på dit spørgsmål - Vildtstriber. Markliv.

Landbrugsstyrelsen (2020e)

Faktaark – Pleje af græs- og naturarealer

. Januar 2020.

LBST - Landbrugsstyrelsen (2020f)

Grundbetaling Til Skovrejsning

LBST – Landbrugsstyrelsen (2020g)

Personlig kommunikation.

Sandi Maria Lohse Als,

Direkte Betalinger, LBST.

LBST - Landbrugsstyrelsen (2020h)

Statistik over økologiske jordbrugsbedrifter 2019

Autorisation & produktion.

København V.

LBST Landbrugsstyrelsen (2020i)

Vådområde- og lavbundsordningerne

. Vejledning

om tilskud til vådområde- og lavbundsprojekter.

Lang M, Prestele J, Fischer C, Kollmann J and Albrecht H (2018)

Reintroduction of rare

arable plants: seed production, soil seed banks, and dispersal 3 years after sowing

Restoration Ecology 26-S2, S170-S178.

Lassen JN og Larsen JB (2018)

Naturen i de nye skove – status over udviklingen af

karplantesamfund og bevoksningsstrukturer

. Landskabsværkstedet, Frederiksberg

Lehnhoff E, Miller Z, Miller P, Johnson S, Scott T, Hatfield P and Menalled FD (2017)

Organic agriculture and the quest for the holy grail in water-limited ecosystems:

Managing weeds and reducing tillage intensity

. Agriculture 7, 1–16.

166

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Leigh SG, Smart J and Gill J (2017)

Impacts of grassland management on wader nest

predation rates in adjacent nature reserves.

Animal Conservation 20(1), 61-71.

Lin DL, Fu SW, Yuan HW and Ding TS (2020)

Bird Species Richness in Relation to Land-

Use Patch Structure and Vegetation Structure in a Forest-Agriculture Mosaic.

Ornithology Science 18, 135–47.

Lindström S, Herbertsson L og Rundlöf M (2019)

Halmbalar för humlor

. Slutrapport för

projektnummer 4.1.18-9637/17: Praktiska åtgärder för att gymna humlor i

slättlandskap. Hushållningssälskapet Skåne, Centrum för Miljö- och Klimatforskning,

Lunds Universitet, Institutionen för Biologi, Lunds Universitet. 19 p.

https://hushallningssallskapet.se/?projekten=halmbalar-for-humlor&fbclid=IwAR2-

8EoUxY8ibgIb07l-hk0BGPqy2CsnRvw6soPRUMhG1xd4YNLI18gAiQQ.

Litza K and Diekmann M (2019)

Hedgerow age affects the species richness of

herbaceous forest plants.

Journal of vegetation Science 30, 553–563. DOI:

10.1111/jvs.12744.

Lundgren B (1982)

What is AGROFORESTRY?

(editorial) Agrofor. Syst. 1 7–12 Online:

http://www.fao.org/3/a-am665e.pdf.

Lundhede TH, Jacobsen JB and Thorsen BJ (2015)

A hedonic analysis of the complex

hunting experience.

Journal of Forest Economics, 21(2) 51–66.

Lundhede T and Thorsen BJ (2017)

Estimation of costs for the establishment of

hedges and smaller woodlots in the landscape

. IFRO Commissioned Work – 2017/01.

Lundhede TH og Jacobsen JB (Upubliceret):

Klimaskovrejsning. Institut for Fødevarer-

og Ressourceøkonomi

. Københavns Universitet. Forventet publiceret 2020.

Löf M, Dey CD, Cerillo RMN and Jacobs DF (2012)

Mechanical site preparation for

forest restoration

. New Forests 43(5-6). DOI: 10.1007/s11056-012-9332-x.

Løfstrøm P, Bruus M, Andersen HV, Kjær C, Nuyttens D and Astrup P (2013)

The OML-

SprayDrift model for predicting pesticide drift and deposition from ground boom

sprayers

. Journal of Pesticide Science 38, 129-138.

https://doi.org/10.1584/jpestics.D12-064.

Lövei GL and Magura T (2017)

Ground beetle (Coleoptera: Carabidae) diversity is

higher in narrow hedges composed of a native compared to non-native trees in a

Danish agricultural landscape

. Insect Conservation and Diversity 10, 141–50.

Manevski K, Jakobsen M, Kongsted AG, Georgiadis P, Labouriau R, Hermansen JE and

Jørgensen U (2019)

Effect of poplar trees on nitrogen and water balance in outdoor

pig production – A case study in Denmark.

Science of the total environment 646, 1448–

58.

167

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Martin-Chave A, Béral C and Capowiez Y (2019)

Agroforestry has an impact on

nocturnal predation by ground beetles and Opiliones in a temperate organic alley

cropping system.

Biological Control 129, 128–35.

Martinsen L, Pedersen MF, Jacobsen BH og Hasler B (2020)

Bilag 1. Beregning af

indkomsttab ved arealvirkemidler – metodisk tilgang, justeringer og underliggende

antagelser

. I Red. H. E. Andersen, G. Rubæk, B. Hasler, L. Martinsen og B. H. Jacobsen:

Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet. Virkemidler til brug ved

målrettet arealregulering, afværgeforanstaltninger ved lavbundsprojekter og tiltag i

vandløb og søer. Videnskabelig rapport fra Nationalt Center for Miljø og Energi, DCE,

Aarhus Universitet.

Matthesen P (1993)

Reolpløjning, Videnblade: Skovbrug

. Kulturetablering og -pleje.

Matthesen P og Pedersen MM (1995a): S

kovrejsning På Agerjord. Vækststart,

Videnblade Skovbrug

. Kulturetablering og -pleje.

Matthesen P og Pedersen MM (1995b):

Skovrejsning På Agerjord. Etableringssikkerhed,

Videnblade Skovbrug

. Kulturetablering og -pleje.

Meichtry-Stier KS, Jenny M, Zellweger-Fischer J and Birrer S (2014)

Impact of

landscape improvement by agri-environment scheme options on densities of

characteristic farmland bird species and brown hare (Lepus europaeus).

Agriculture,

Ecosystems and Environment 189, 101-109.

Mellert KH, Kölling C and Rehfuess K (1998)

Vegetationsentwicklung und Nitrataustrag

auf 13 Sturmkahlflächen in Bayern

. Forstarchiv 69, 3-11.

Miguet P, Gaucherel C and Bretagnolle V (2013)

Breeding habitat selection of Skylarks

varies with crop heterogeneity, time and spatial scale, and reveals spatial and

temporal crop complementation

. Ecological Modelling 266, 10-18.

Mikkelsen BB (2013)

Development of understory vegetation after afforestation in five

common tree species in Vestskoven

. Specialerapport. IGN, Københavns Universitet.

Milchunas DG, Lauenroth WK and Burke IC (1998) Livestock Grazing:

Animal and Plant

Biodiversity of Shortgrass Steppe and the Relationship to Ecosystem Function

. Oikos

83(1), 65-74.

Milchunas DG, Sala OE and Lauenroth WK (1988)

A Generalized Model of the Effects

of Grazing by Large Herbivores on Grassland Community Structure.

The American

Naturalist 132(1), 87-106.

Miljø- og Fødevareministeriet (2016).

Aftale om Naturpakke.

https://mfvm.dk/fileadmin/user_upload/Natturpakke-2016.pdf

Miljø- og Fødevareministeriet (2018)

Bekendtgørelse om tilskud til privat skovrejsning.

Nr. 1050

https://mst.dk/media/152171/bekendtgoerelse-nr-1050-af-17-august-

2018-om-tilskud-til-privat-skovrejsning.pdf

168

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Miljø- og Fødevareministeriet (2020)

Privat skovrejsning, vejledning om tilskud til privat

skovrejsning

Miljø- og Fødevareministeriet, Landbrugsstyrelsen (2020a)

Vejledning om

grundbetaling 2020 og generel vejledning om at søge direkte arealstøtte.

April 2020.

Miljø- og Fødevareministeriet, Landbrugsstyrelsen (2020b)

Faktaark Permanent græs

Januar 2020.

Miljøstyrelsen (2018)

Brug af afdriftsreducerende udstyr ved sprøjtning med

plantebeskyttelsesmidler

. Vejledning nr. 30, december 2018, version 2.3.

https://mst.dk/media/169576/brug-af-driftreducerende-udstyr-vejledning-nr-30-ver-

23.pdf

Miljøstyrelsen (2019)

Læhegn. Vejledning om tilskud til læhegn og småbeplantninger –

2019.

Miljøstyrelsen (2020)

Oversigt over fredede danske arter

https://mst.dk/natur-

vand/natur/national-naturbeskyttelse/beskyttede-arter/fredede-dyr-og-planter/.

Moeslund JE, Nygaard B, Ejrnæs R, Bell N, Bruun LD, Bygebjerg R, Carl H, Damgaard J,

Dylmer E, Elmeros M, Flensted K, Fog K, Goldberg I, Gønget H, Helsing F, Holmen M,

Jørum, P, Lissner J, Læssøe T, Madsen HB, Misser J, Møller PR, Nielsen OF, Olsen K,

Sterup J, Søchting U, Wiberg-Larsen P og Wind P (2019)

Den danske Rødliste

. Aarhus

Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi. www.redlist.au.dk.

Mogensen B, Berthelsen JP, Hald AB, Hansen K, Jeppesen JL, Odderskær P, Reddersen

J og Fredshavn J (1997)

Livsbetingelser for den vilde flora og fauna på braklagte

arealer – En litteraturudredning

. Faglig rapport fra DMU, nr. 182.

Moreno-Opo R and Margalida A (2013)

Carcasses provide resources not exclusively to

scavengers: patterns of carrion exploitation by passerine birds

. Ecosphere 4, 105.

Müller J and Bütler R (2010)

A review of habitat thresholds for dead wood: A baseline

for management recommendations in European forests

. European Journal of Forest

Research, p. 981–992. doi: 10.1007/s10342-010-0400-5

Muscola A, Bagnato S, Sidari M and Mercurio R (2014)

A review of the roles of forest

canopy gaps.

Journal of Forestry Research 25(4), 725−736. DOI 10.1007/s11676-014-

0521-7

Mäder P and Berner A 2012.

Development of reduced tillage systems in organic

farming in Europe

. Renewable Agriculture and Food Systems 27, 7–11.

Møller PF, Heilmann-Clausen J, Johannsen VK, Buttenschøn RM, Schmidt IK, Rahbek C,

Bruun HH og Ejrnæs R (2018)

Anbefalinger vedrørende omstilling og forvaltning af

skov til biodiversitetsformål.

Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse

Rapport 2018/28. Udarbejdet for Naturstyrelsen.

169

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Møller F, Strandmark L og Krarup S (2010)

Samfundsøkonomisk vurdering af

miljøprojekter

. ISBN PDF Version: 978-87-92548-71-9, available at:

http://mim.schultzboghandel.dk/ (accessed 16 April 2020).

NaturErhvervsstyrelsen (2016)

Faktaark - Vildt og bivenlige tiltag

Naturerhvervsstyrelsen, Miljø- og Fødevareministeriet.

http://naturerhverv.dk/fileadmin/user_upload/NaturErhverv/Filer/Tilskud/Arealtilskud

/Direkte_stoette_-_grundbetaling_mm/2016/Faktaark_vildt_og_bivenlige_tiltag.pdf

Naturstyrelsen (2020a)

Tilskudsordningen “Plant for Vildtet”

https://naturstyrelsen.dk/naturoplevelser/jagt/tilskud/plant-for-vildtet/

Naturstyrelsen (2020b)

Tilskud til etablering af mindre vådområder, jagttegnsmidler.

Ansøgningsskema og vejledning til ansøger om tilskudsordningen

https://naturstyrelsen.dk/media/252041/ansoegningsskema-og-vejledning-om-

tilskud-2020.pdf

Newton I (2004)

The recent declines of farmland bird populations in Britain: an

appraisal of causal factors and conservation actions

. Ibis 146, 579-600.

NFI – Danmarks Skovstatistik (2018)

https://ign.ku.dk/samarbejde-med-

ign/forskningsbaseret-raadgivning/skovovervaagning/danmarks-skovstatistik/.

Københavns Universitet, Institut for Geovidenskab og Naturforvaltning, Frederiksberg.

Nichols RN, Goulson D and Holland JM (2019)

The best wildflowers for wild bees

Holland

. Journal of Insect Conservation (2019) 23:819–830

Nichols RN, Holland JM and Goulson D (2020)

Methods for creating bare ground in

Hampshire, UK, and their effectiveness at recruiting ground-nesting solitary bees

Conservation Evidence 17, 15-18.

Nielsen AB and Odgaard BV (2010)

Quantitative landscape dynamics in Denmark

through the last three millennia based on the Landscape Reconstruction Algorithm

approach

. Veget Hist Archaeobot (2010) 19:375–387.

Nordén B, Ryberg M, Götmark F and Olausson B (2004)

Relative importance of coarse

and fine woody debris for the diversity of wood-inhabiting fungi in temperate

broadleaf forests

. Biological Conservation 117, 1-100.

Nielsen HB og Bruun HH (2003)

Gravhøje som øer i agerlandet: Forandringer i floraen

1961 til 2000

. Flora & Fauna 109(3+4), 95-100.

Nygaard B, Damgaard C, Bladt J og Ejrnæs R (2020)

Fagligt grundlag for vurdering af

bevaringsstatus for terrestriske naturtyper

. Artikel 17-rapporteringen 2019. Aarhus

Universitet,

DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 194 s. - Videnskabelig rapport nr. 377.

http://dce2.au.dk/pub/SR377.pdf

170

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Nygaard B, Holm TE, Therkildsen OR, Nielsen RD, Bladt J, Bregnballe T, Clausen P,

Damgaard C, Ejrnæs R, Galatius A, Lauritsen T, Mikkelsen P, Nielsen KE, Petersen IK,

Sveegaard S, Søgaard B, Teilmann J og Wind P (2017, netpublikation):

NOVANA.au.dk.

Rapportering af NOVANA’s delprogram for terrestriske naturtyper og arter

. Aarhus

Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi.

www.novana.au.dk.

Nygaard B, Oddershede A og Høye TT (2018)

Erstatningsnatur - erfaringer og

muligheder

. Aarhus Universitet, DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi, 186 p. -

Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 266

http://dce2.au.dk/pub/SR266.pdf

O'Brien MJ, Brezzi M, Schuldt A, Zhang JY, Ma K, Schmid B and Niklaus PA (2017)

Tree

diversity drives diversity of arthropod herbivores, but successional stage mediates

detritivores

. Ecology and evolution 7(21), 8753–8760.

https://doi.org/10.1002/ece3.3411

Oddershede A, Høye TT, Frøslev TG og Ejrnæs R (2017)

Biodiversitet og økologisk rum i

agerlandet - en undersøgelse af markvildttiltagenes biodiversitetseffekt

. Aarhus

Universitet,

DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 62 p. - Videnskabelig rapport fra DCE -

Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 227.

http://dce2.au.dk/pub/SR227.pdf

Odderskær P, Pran A, Poulsen JG, Andersen PN and Elmegaard N (1997)

Skylark

(Alauda arvensis) utilisation of micro-habitats in spring barley fields

. Agriculture,

Ecosystems and Environment 62, 21-29.

Odgaard B (2015)

Lyngheden som naturtype er trængt i Danmark

. Flora & Fauna 121:

79-82.

Odgaard MV, Olesen JE, Graversgaard M, Børgesen CD, Svenning JC and Dalgaard T

(2019a)

Targeted set-aside: Benefits from reduced nitrogen loading in Danish aquatic

environments.

Journal of Environmental Management 247, 633-643.

Odgaard MV, Knudsen MT, Hermansen JE and Dalgaard T (2019b)

Targeted grassland

production – a Danish case study on multiple benefits from converting cereal to

grassland for green biorefinery

. Journal of Cleaner Production 223, 917-927.

Oertli B, Joye DA, Castella E, Juge R, Cambin D and Lachavanne JB (2002)

Does size

matter? The relationship between pond area and biodiversity

. Biological conservation

104, 59-70.

Olesen JE, Petersen SO, Lund P, Jørgensen U, Kristensen T, Eslgaard L, Sørensen P og

Lassen J (2018) Virkemidler til reduktion af klimagasser i landbruget. DCA rapport nr.

130. Aarhus Universitet.

Pardon P, Reheul D, Mertens J, Reubens B, De Frenne P, De Smedt P, Proesmans W, Van

Vooren L and Verheyen K (2019)

Gradients in abundance and diversity of ground

dwelling arthropods as a function of distance to tree rows in temperate arable

agroforestry systems.

Agriculture Ecosystems and Environment, 270–271 114–28.

171

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Patterson ESP, Sanderson RA and Eyre MD (2018)

Soil tillage reduces arthropod

biodiversity and has lag effects within organic and conventional crop rotations

. Journal

of Applied Entomology 143, 430–440.

Pearce D, Atkinson G and Mourato S (2006)

Cost benefit analysis and the environment:

Recent Developments

. OECD.

https://www.oecd-ilibrary.org.

Pedersen J og Mollerup AG (2018)

Bekendtgørelse om direkte støtte til landbrugere

efter grundbetalingsordningen m.v.

Nr. 1807 (Denmark) Online:

https://www.retsinformation.dk/eli/lta/2018/1807

Pedersen J og Mollerup AG (2019)

Bekendtgørelse om direkte støtte til landbrugere

efter grundbetalingsordningen m.v. Nr 344

. (Denmark) Online:

https://www.retsinformation.dk/eli/lta/2019/344

Pedersen MF (2020a)

Baggrundsberegninger vedrørende pleje af græs- og

naturarealer i CAP 2020

, 22 s., IFRO Udredning, Nr. 2020/13.

https://static-

curis.ku.dk/portal/files/242655758/IFRO_Udredning_2020_13.pdf

Pedersen (2020b) Notat om driftsøkonomiske effekter ved økologi. IFRO.

Pedersen MF (2020c)

Baggrundsberegninger til brug for fastsættelse af tilskudssatser til

økologisk arealtilskud i CAP 2020

, 36 s., IFRO Udredning, Nr. 2020/06

https://static-

curis.ku.dk/portal/files/239861227/IFRO_Udredning_2020_06.pdf

Pedersen MF og Pedersen SM (2018)

Erhvervsøkonomiske gevinster ved anvendelse af

præcisionslandbrug

, 49 s., IFRO Udredning, Nr. 2018/02

https://static-

curis.ku.dk/portal/files/191394901/IFRO_Udredning_2018_02.pdf

Pedersen NK, Schmidt IK, Nielsen AB and Kepfer-Rojas S (in prep A)

Natural succession

as an afforestation tool - Drivers of colonisation rate, species richness and structural

diversity during

the initial 30 years of development.

Pedersen NK, Schmidt IK, Riis-Nielsen T, Johannsen VK, Nielsen AB and Kepfer-Rojas S.

(in prep B)

Natural succession as a tool for afforestation – a key driver of forest

biodiversity?

Pedersen NK, Nielsen AB, Vejre H and Schmidt IK (In prep C).

Natural succession as a

tool of afforestation - adjusting facilitation of bird dispersal to increase biodiversity

Penone C, Allan E, Soliveres S, Felipe-Lucia MR, Gossner MM, Seibold S, Simons NK,

Schall P, Plas F, Manning P, Manzanedo RD, Boch S, Prati D, Ammer C, Bauhus J, Buscot

F, Ehbrecht M, Goldman K, Jung K, MüllerJ, Müller JC, PenaR, Polle A, Renner SC, Ruess

L, Schönig I, Schrumpf M, Solly EF, Tschapka M, Weisser WW, Wubet T and Fisher M

(2018).

Specialisation and diversity of multiple trophic groups are promoted by

different forest features

. Ecology Letters. doi: 10.1111/ele.13182.

172

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Petersen H and Gjelstrup P (1987)

Response of soil microarthropod populations to

temporary reclamation of an old Calluna-Deschampsia heathland

. In B.R. Striganova

(editor): Soil fauna and Soil Fertility. - Proc. 9th International Colloquium on Soil

Zoology, Moscow, Aug. 1985, 426-430.

Petersen PM og Philipp M (2018)

Skovplanter I ny skov – overlevelse, vækst og

spredning

. Urt 3, 16-23.

Pineda A, Kaplan I, Hannula SE, Ghanem W and Bezemer M (2020)

Conditioning the

soil microbiome through plant–soil feedbacks suppresses an aboveground insect pest

New Phytologist 226, 595–608, doi: 10.1111/nph.16385.

Planteavlsnyt.dk (2019)

Prisniveau for markarbejde 2019-20

https://www.planteavlsnyt.dk/pdf/prisniveau_markarbejde_19_20.pdf.

(accessed 3

July 2020).

Potts SG, Woodcock BA, Roberts SPM, Tschelin T, Pilgrim ES, Brown VK and Tallowin JR

(2009)

Enhancing pollinator biodiversity in intensive grasslands.

Journal of Applied

Ecology 46, 369-379.

Poulsen JG (1993)

Comparative ecology of skylarks (Alauda arvensis L.).

M.Sc. Thesis,

Institute of Biological Sciences, Department of Zoology, University of Aarhus, Denmark.

Poulsen JG and Sotherton NW (1992)

Skylarks on farmland: a species in decline

Game Conservancy Annu. Rev 24, 58-60.

Pretzsch H del Rio, Schutze G, Ammer C, Annighofer P, Avdagic A, Barbeito I, Bielak K,

Brazaitis G, Coll L, Droessler L, Fabrika M, Forrester DI, Kurylyak V, Lof M, Lombardi F,

Matovic B, Mohren F, Motta R, den Ouden J, Pach M, Ponette Q, Skrzyszewski J, Sramek

V, Sterba H, Svoboda M, Verheyen K, Zlatanov T and Bravo-Oviedo A (2016

) Mixing of

Scots pine (Pinus sylvestris L.) and European beech (Fagus sylvatica L.) enhances

structural heterogeneity, and the effect increases with water availability.

Forest

ecology and Management 373. 149-166. DOI: 10.1016/j.foreco.2016.04.043.

Prins HHT and & van Oeveren H (2014)

Bovini as keystone species and landscape

architects

. In: Melletti M and Burton J (eds.) Ecology, evolution and behaviour of wild

cattle. Cambridge University Press, Cambridge, pp 21–29

Pywell RF, Bullock JM, Hopkins A, Walker KJ, Sparks TH, Burke MJW and Peel S (2002)

Restoration of species-rich grassland on arable land: assessing the limiting processes.

Journal of Applied Ecology 39(2), 294-309.

Pywell RF, Bullock JM, Tallowin JB, Walker KJ, Warman EA and Masters G (2007)

Enhancing diversity of species-poor grasslands: an experimental assessment of

multiple constraints

. Journal of Applied Ecology, 44, 81-94.

Rautmann D, Streloke M and Winkler R (2001)

New basic drift values in the

authorization procedure for plant protection products

. I: Workshop on risk assessment

173

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

and risk mitigation measures in the context of the authorization of plant protection

products, 383: 133-141, 2001.

Ravn HP (2004)

Dyrkningsforholdenes indflydelse på faunaen I nåleskoven. Flora og

Fauna

, 110(3), 109-111.

Reddersen J, Christiansen J og Aude E (

2018

) Floraen på 16 dysser i Nationalpark Mols

Bjerge. Flora og fauna 124 (1+2) 3-11.

Retsinformation (2014)

Bekendtgørelse af museumsloven

. LBK nr 358 af 08/04/2014.

Kulturministeriet. https://www.retsinformation.dk/eli/lta/2014/358.

RSPB (2020)

Arable Field Margins

. Online: https://www.rspb.org.uk/our-

work/conservation/conservation-and-sustainability/farming/advice/managing-

habitats/arable-field-margins/

Rösch V, Hoffmann M, Diehl U and Entling MH (2019)

The value of newly created wood

pastures for bird and grasshopper conservation

. Biological Conservation, 237 493–503.

Scherber C, Eisenhauer N, Weisser WW, Schmid B, Voigt W, Fisher M, Schulze ED,

Roscher C, Weight A, Allan E, Beβler H, Bonkowski M, Buchmann N, Buscot F, Clement

LW, Ebeling A, Engels C, Halle S, Kertscher I, Klein AM, Koller R, König S, Kowalski E,

Kummer V, Kuu A, Lange M, Lauterback D, Middelhoff C, Migunova VD, Milcu A, Müller

R, Partsch S, Petermann JS, Renker C, Rottstock T, Sabais A, Scheu S, Schumacher J,

Temperton VM and Tscharntke T (2010)

Bottom-up effects of plant diversity on

multitrophic interactions in a biodiversity experiment

. Nature 468, 553-556.

Scherber C, Vockenhuber EA, Stark A, Meyer H and Tscharntke T (2014)

Effects of tree

and herb biodiversity on Diptera, a hyperdiverse insect order.

Oecologia 174, 1387-

1400.

Schläpfer A (1988)

Populationsbkologie der Feldlerche Alauda arvensis in der intensiv

genutzten Agrarlandschaft

. Orn. Beob 85, 309-371.

Schmidt IK (2015)

Næringsstoffer på heden – Kan hedeplejen håndtere det?

Flora &

Fauna 119: 109-119.

Schmidt IK, Buttenschøn RM, Byriel DB, Kepfer RS, Hjorth FEK, Thomsen IM og

Johannsen, VK (2020)

Virkemidler til fremme af biodiversitet i skov – Inspiration til

tilskudsordninger i privat skov

. (1 ed.) Frederiksberg: Institut for Geovidenskab og

Naturforvaltning, Københavns Universitet. IGN Rapport 73 p.

Schmidt IK, Byril DB, Buttenschøn R, Kepfer-Rojas S, Justesen, MJ, Riis-Nielsen T,

Strandberg M, Hansen RR og Nielsen KE (2019)

Naturlig dynamik i hedeplejen -

selvbærende forvaltning

. Årsrapport 2019. Institut for Geovidenskab og

Naturforvaltning (IGN), Københavns Universitet Institut for Bioscience (BIOS), Aarhus

Universitet. Aage V Jensens Naturfond. 35 s.

174

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Schmidt JU, Eilers A, Schimkat M, Krause-Heiber J, Timm A, Siegel S, Nachtigall W and

Kleber A (2017a)

Factors influencing the success of within-field AES fallow plots as

keysites for the Northern Lapwing Vanellus vanellus in an industrialized agricultural

landscape of Central Europe.

Journal for Nature Conservation 35, 66-76.

Schmidt JU, Eilers A, Schimkat M, Krause-Heiber J, Timm A, Nachtigall W and Kleber A

(2017b)

Effect of Sky Lark plots and additional tramlines on territory densities of the

Sky Lark Alauda arvensis in an intensively managed agricultural landscape.

Bird Study

64(1), 1-11.

Schmidt IK og Gundersen P (2018)

Kvælstoffjernelse ved naturpleje: Vidensgrundlag

og opfølgende forskning

. IGN Rapport, Københavns Universitet, Frederiksberg.

Schmidt IK, Riis-Nielsen T og Warming C (2008)

Udvikling i bundvegetation ved

skovrejsning. Skovbrug

. Videnblad 4.0-2. Skov og Landskab, Københavns Universitet.

Schou JS og Abildtrup J (2005)

Jordrentetab ved arealekstensivering i landbruget

Schou JS, Kronvang B, Birr-Pedersen K, Jensen PL, Rubæk GH, Jørgensen U og

Jacobsen BH (2007)

Virkemidler Til Realisering Af Målene i EUs Vandramme-Direktiv,

Udredning for udvalg nedsat af Finansministeriet og Miljøministeriet: Langsigtet indsats

for bedre vandmiljø.

Faglig rapport DMU nr. 625, p 128.

Scmidlin FG (2018)

Insect flower visitors in native plantings within the arable

landscape of the Canterbury Plains.

Master Thesis, Lincoln University, New Zealand.

SEGES (2020).

www.Farmtalonline.dlbr.dk.

Sheldon RD, Chaney K and Tyler GA (2005)

Factors affecting nest-site choice by

Northern Lapwing Vanellus vanellus within arable fields – the importance of crop

structure

. Wader Study Group Bulletin, 108, 47–52.

Sheldon RD, Chaney K and Tyler GA (2007)

Factors affecting nest survival of Northern

Lapwings Vanellus vanellus in arable farmland – an agri-environment scheme

prescription can enhance nest survival

. Bird Study 54, 168–175.

Sjödin NE, Bengtsson J and Ekbom B (2008)

The influence of grazing intensity and

landscape composition on the diversity and abundance of flower-visiting insects

Journal of Applied Ecology 45(3), 763-772.

Southwood TRE (1961)

The number of Species of Insect Associated with Various Trees

Journal of Animal Ecology 30(1), 1-8.

Skovgaard OS (1936)

Rødkløverens Bestøvning, Humlebier og Humleboer.

Undersøgelse over Nogle i Danmark Forekommende Arter af Slægten Bombus Latr.

Deres Trækplanter, Boer og Bopladser samt Deres Betydning for Bestøvningen af

Rødkløver (Trifolium pratense). D. Kgl. Danske Vidensk. Selsk. Skrifter, Natyrv. Og Math.

Afd. 9, Række, VI6.

175

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Stanton RL, Morissey CA and Clark RG (2018)

Analysis of trends and agricultural drivers

of farmland bird declines in North America: A review

. Agriculture, Ecosystems and

Environment 254, 244-254.

Stokland J, Siitonen J and Jonsson B (2012)

Biodiversity in Dead Wood (Ecology,

Biodiversity and Conservation)

. Cambridge: Cambridge University Press.

doi:10.1017/CBO9781139025843

Strandberg B (2017)

Plante- og faunadiversitet i mini-vådområder

. Vand & Jord 24.

årgang nr. 3, september 2017, 89-92.

Strandberg B, Boutin C, Carpenter D, Mathiassen SK, Damgaard CF, Sørensen PB, Bruus

M, Dupont YL, Bossi R, Andersen DK, Baattrup-Pedersen A and Larsen SE (2019)

Pesticide effects on non-target terrestrial plants at individual, population and

ecosystem level: (Penta).

Pesticide Research, bind 182, The Danish Environmental

Protection Agency, København.

Strandberg B, Bruus M, Krogh PH, Ravnskov S, Langer V, Sigsgaard L, Ahrenfeldt EJ og

Andreasen L (2015)

Natur og biodiversitet

. Kapitel 3 i L.M. Jespersen (ed.) Økologiens

bidrag til samfundsgoder. Vidensyntese 2015, pp. 49-106.

Strandberg B, Dupont Y og Søegaard K (2013a)

Økologiske græsmarker som

fødekilde for bier og andre bestøvere

. ICROFS nyt 3. 2013.

Strandberg MT og Ejrnæs R (2015)

Hvilke enårige plantearter bør landmanden tilså for

at opnå den største positive biodiversitetsmæssige effekt på arealet, når det skal ligge

brak ét år, og hvilke plantearter bør landmanden tilså hvis ansøger ønsker at lade

arealet ligge brak i flere år?

Faglig redegørelse Nr. 1564962, 3 s., 26. nov. 2015.

Strandberg B, Olesen A, Thiemer K, Skipper L, Clausen KK, Kanstrup N og Riis T (2019)

Planter til minivådområder.

Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og

Energi, 138 p. Videnskabelig rapport nr. 334

http://dce2.au.dk/pub/SR334.pdf

Strandberg B, Sørensen PB, Damgaard C, Bruus M, Strandberg M, Navntoft S og Nielsen

KE (2013b)

Indikatorer for biodiversitetsforbedringer i marknære småbiotoper ved

etablering af sprøjtefri randzoner

. Bekæmpelsesmiddelforskning fra Miljøstyrelsen nr.

149, 2013.

Søby JM (2020)

Effects of agricultural system and treatments on density and diversity

of seeds, ground-living arthropods and birds

. Master Thesis, Aarhus University,

Department of Bioscience.

Söderström B, Pärt T and Linnarsson E (2001)

Grazing effects on between-year

variation of farmland bird communities

. Ecological Applications 11, 1141-1150

Søndergaard (2009)

Natur- og vildtpleje

. Landbrugsforlaget. ISBN: 9788791566073.

Søndergaard M, Jensen JP og Jeppesen E (2002)

Småsøer og vandhuller

Miljøministeriet, Skov- og Naturstyrelsen. 105 p.

176

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Søndergaard N, Nielsen JB, Illemann JK og Jensen AR (2019)

Natur- og Vildtpleje på

Landbrugsarealer 2019.

Sørensen JS (2015

) Development of the soil and understorey vegetation in oak and

beech forests on sandy and moraine soils

. Specialerapport. IGN, Københavns

Universitet

The Royal Society for Protections of Birds (2020) Beetle Banks.

https://www.rspb.org.uk/our-work/conservation/conservation-and-

sustainability/farming/advice/managing-habitats/beetle-banks/.

The Royal Society

for Protections of Birds, RSPB, England.

Thomas SR and Goulson D (2000)

The contribution of beetle banks to farmland

biodiversity

. Aspects of Applied Biology 62, 31-38.

Thomas SR, Goulson D and Holland JM (2001)

Resource provision for farmland

gamebirds: the value of beetle banks

. Annals of Applied Biology 139, 111-118.

Thomas SR, Noordhuis R, Holland JM and Goulson D (2002)

Botanical diversity of

beetle banks. Effects of age and comparison with conventional arable field margins in

southern UK

. Agriculture, Ecosystems & Environment 93, 403-412.

Thomas SR, Wratten SD and Sotherton NW (1991)

Creation of ‘islands’ habitats in

farmland to manipulate populations of beneficial arthropods: predator densities and

emigration.

Journal of Applied Ecology 28, 906-917.

Thomas SR, Wratten SD and Sotherton NW (1992)

Creation of ‘islands’ habitats in

farmland to manipulate populations of beneficial arthropods: predator densities and

species composition

. Journal of Applied Ecology 29, 524-531.

Thorbek P and Bilde T (2004)

Reduced numbers of generalist arthropod predators

after crop management

. Journal of Applied Ecology 41, 526-538.

Tinya F and Ódor P (2016)

Congruence of the spatial pattern of light and understory

vegetation in an old-growth, temperate mixed forest

. Forest Ecology and

Management 381, 84-92.

Tranberg H, Sode A, Bisschop-Larsen L, Kristensen JA og Ejrnæs R (2002)

Er gravhøje

andet end fortidsminder?

Vand & Jord 9, 89-94.

Tschumi M, Albrecht M, Entling MH and Jacot K (2014)

Targeted flower strips effectively

promote natural enemies of aphids.

Landscape Management for Functional

Biodiversity IOBC-WPRS Bulletin 100, 131-135.

Tscharntke T, Batáry P, Dormann CF (2011)

Set-aside management: How do

succession, sowing patterns and landscape context affect biodiversity

? Agriculture,

Ecosystems and Environment 143, 37-44.

177

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Tuck SL, Winqvist C, Mota F and Bengtsson J (2014)

Land-use intensity and the effects

of organic farming on biodiversity: A hierarchical meta-analysis

. Journal of Applied

Ecology 51,746–755.

Turlure C, Schtickzelle N, Dubois Q, Baguette M, Dennis RLH and van Dyck H (2019)

Suitability and Transferability of the Resource-Based Habitat Concept: A Test With an

Assemblage of Butterflies.

Frontiers in Ecology and Evolution 7, 127.

Törok P, Helm A, Kiehl K, Buisson E and Valko O (2018)

Beyond the species pool:

modification of species dispersal, establishment, and assembly by habitat restoration

Restoration Ecology 26-S2, S65-S72.

van Klink R, Van der Plas F, Van Noordwijk CGET, WallisDeVries MF and Olff H (2015)

Effects of large herbivores on grassland arthropod diversity

. Biological Reviews 90,

347–366. (doi:10.1111/brv.12113)

van Klink R and WallisDeVries MF (2018)

Risks and opportunities of trophic rewilding

for arthropod communities.

Philosophical Transactions of the Royal Society B:

Biological Sciences, 373(1761), 20170441.

Van Noordwijk GCE, Flierman DE, Remke E, Wallis DeVries MF and Berg MP (2012)

Impact of grazing management on hibernating caterpillars of the butterfly Melitaea

cinxia in calcaceous grassland.

Journal of Insect Conservation 16, 909-920.

van Rijn P, van Alebeek F, den Belder E, Wäckers F, Buurma J, Willemse and van Gurp

H (2008)

Functional agro biodiversity in Dutch arable farming: Results of a three year

pilot

. IOBC/WPRS Bulletin 34, 125- 128.

Vejre H, Kristensen LS, Primdahl J og Petersen LR (2019)

Forskere: Lav en naturzone og

giv naturen en reel håndsrækning.

Altinget 6. november 2019.

Vickery JA, Bradbury RB, Henderson IG, Eaton MA and Grice PV (2004)

The role of agri-

environment schemes and farm management practices in reversing the decline of

farmland birds in England

. Biological Conservation 119, 19-39.

Vickery JA, Feber RE and Fuller RJ (2014)

Arable field margins managed for

biodiversity conservation: A review of food resource provision for farmland birds.

Agriculture, Ecosystems and Environment 133, 1-13.

Vidø E og Schou JS (2016)

Landbrugets økonomi 2016.

Institut for Fødevare- og

Ressourceøkonomi, Københavns Universitet, Frederiksberg. ISSN: 1902-0813.

Walker KJ, Stevens PA, Stevens DP, Mountford JO, Manchester SJ and Pywell RF (2004)

The restoration and re-creation of species-rich lowland grassland on land formerly

managed for intensive agriculture in the UK

. Biological Conservation 119, 1-18.

Webb NR (1998)

The traditional management of European heathlands

. Journal of

Applied Ecology 35: 987-990.

178

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Webb JR, Drewitt AL and Measures GH (2010)

Managing for species: Integrating the

needs of England’s priority species into habitat management

. Part 1 Report. Natural

England Research Reports, Number 024.

http://publications.naturalengland.org.uk/file/61078

Wejdling H (2019)

Naturbeskyttelse er et ”både og”. Sparing vs. Sharing

. Fugle & Natur

4, november 2019. pp. 4-9.

Wind P og Pindborg U (1994)

Planter og dyr på sten- og jorddiger

Wilson JD and Browne SJ (1993)

Habitat selection and breeding success of skylarks

Alauda arvensis on organic and conventional farmland

. BTO Res. Rep. No. 129, British

Trust for Omithology.

Wilson JD and Fuller RJ (1992)

Set aside: potential and management for wildlife

conservation

. Ecos 13, 24-29.

Wind P og Berthelsen JP (2013)

Vurdering af biotopplanernes virkning for

naturindholdet

. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 64 p. -

Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 63

http://www.dmu.dk/Pub/SR63.pdf.

Wood TJ, Holland JM and Goulson D (2017)

Providing foraging resources for solitary

bee on farmland: current schemes for pollinators benefit a limited suite of species.

Journal of Applied Ecology 54, 323-333.

Wubs ERJ, Wim H van der P, Bosch W and Bezemer M (2016)

Soil inoculation steers

restoration of terrestrial ecosystems

. Nature Plants 2, 16107.

https://doi.org/10.1038/nplants.2016.107

Xu Y, Lehmann LM, de Jalon SG and Ghaley BB (2019)

Assessment of Productivity and

Economic Viability of Combined Food and Energy (CFE) Production System in

Denmark

Energies, 12.

Zellweger-Fischer J, Kéry M and Pasinelli G (2014)

Population trends of brown hares in

Switzerland: The role of land-use and ecological compensation areas.

Biological

Conservation 144, 1364-1373.

Zobel M (1997)

The relative of species pools in determining plant species richness: an

alternative explanation of species coexistence?

Trends in Ecology & Evolution 12, 266-

269.

Økologisk Landsforening (2011)

Insektvold

https://old.okologi.dk/landbrug/projekter/natur/faelles-naturfremme-

2013/idekatalog-naturfremme-i-agerlandet/insektvold/

Ørum JE, Jensen CL and Andersen JM (2011)

Økologiske afhoppere - en analyse af

det store frafald af økologiske dyrkede landbrugsbedrifter og arealer.

Notat

179

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

udarbejdet til Fødevareministeriet, 29. november 2011. Københavns Universitet, Institut

for Fødevare- og Ressourceøkonomi. Frederiksberg.

180

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

9 Appendix

9.1 Modelresultater for jagtleje og skovrejsning

Af Michael Friis Pedersen, Gustav Marquard Callesen og Jesper Sølver Schou (Institut

for Fødevare- og Ressourceøkonomi).

Tabel 9.1. Modelresultater fra jagtleje model fra Lundhede et al. (2015). Viser den nedre marginale

jagtleje gevinst ved omlægning af 100 ha omdriftsjord til skovrejsning.

Landsdel

Kontrakt længde (år)

Omdriftsjord (%)

Skov (%)

Udbytte råvildt (stk)

Udbytte kronvildt (stk.)

Antal jagtdage

Overvejende nyplantet skov

(fire valgmuligheder)

Binære valg

Nærhed til større by

Godsjagt

Jagthytte

Familiær udlejning

Nænsom afskydning

Konsortium

Mundtlig(0)/skriftelig kontrakt(1)

Jagtleje (kr./ha)

Marginal gevinst (kr./ha skovrejsning)

Jylland og

øerne

101

Jylland og

øerne

104

Fyn

156

Fyn

161

100

Sjællan

142

Sjællan

147

100

Tabel 9.2. Modelresultater fra jagtleje model fra Lundhede et al. (2015). Viser den øvre marginale

jagtleje gevinst ved omlægning af omdriftsjord til skovrejsning.

Landsdel

Kontrakt længde (år)

Omdriftsjord (%)

Skov (%)

Udbytte råvildt (stk)

Udbytte kronvildt (stk.)

Antal jagtdage

Overvejende nyplantet skov

(fire valgmuligheder)

Binære valg

Nærhed til større by

Godsjagt

Jagthytte

Familiær udlejning

Nænsom afskydning

Konsortium

Mundtlig(0)/skriftelig kontrakt(1)

Jagtleje (kr./ha)

Marginal gevinst (kr./ha skovrejsning)

Jylland og

øerne

217

Jylland og

øerne

224

140

Fyn

336

Fyn

347

220

Sjællan

306

Sjællan

316

200

181

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

9.2 Spørgeskemaets udformning

Af Niels Mark Jacobsen og Tommy Dalgaard (Institut for Agroøkologi).

Følgende spørgeskema er udarbejdet med input fra Institut for Fødevare- og

Ressourceøkonomi og blev via platformen Survey Exact rundsendt til 15.487 danske

landmænd og jordejere den 3/7 2020. Samtidig indrykkedes en annonce i

Landbrugsavisen. Den 13/7 2020 blev der rundsendt en påmindelse via mail, til de der

ikke havde gennemført og ikke havde frabedt sig at deltage. Da der blev lukket for

besvarelser den 31/8 2020 havde 1618 gennemført spørgeskemaet, hvilket giver en

svarprocent på 10%:

Spørgeskema:

Landbrugsstyrelsen har bedt Institut for Agroøkologi ved Aarhus Universitet

undersøge, hvilke udfordringer de danske landmænd oplever i forhold til at

anlægge og bevare små stykker af natur (kaldet småbiotoper), skov og lignende

på deres arealer.

Først er der nogle spørgsmål om jeres bedrift og derefter en række spørgsmål

rettet imod bestemte typer af småbiotoper og skovrejsning. Resultaterne skal

benyttes, når den nye EU Landbrugsreform forhandles på plads og indføres i

Danmark, og vi håber derfor, at du vil bidrage til dette spørgeskema.

Alt, hvad I svarer, holdes anonymt og fortroligt, og intet er bindende. De

indsamlede besvarelser behandles i overensstemmelse med gældende

persondatalovgivning og anvendes ikke til myndighedskontrol.

Det tager ca. 30 minutter at udfylde spørgeskemaet, og det kan anbefales at gøre

det på en computer.

På forhånd mange tak!

Køn

(1)

(2)



Mand



Kvinde

182

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Alder

_____

Er du landbrugsfagligt uddannet

(1)

(2)

(3)

(4)

(5)

(6)



Nej



Ja - Landbrugsassistent



Ja - Faglært landmand



Ja - Produktionsleder



Ja - Agrarøkonom



Ja - Anden landbrugsfaglig uddannelse

Hvis anden uddannelse er valgt, præcisér venligst:

________________________________________

Hvor mange hektar landbrug driver du i Danmark?

_____

Hvor mange hektar skov driver du i Danmark?

_____

183

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Hvor mange hektar jord ejer du totalt set i Danmark?

_____

Ejer eller lejer/forpagter du din landbrugsjord?

(1)

(6)

(4)

(5)

(3)

(2)



Ja - jeg ejer det hele



Jeg ejer 75-99%



Jeg ejer 50-75%



Jeg ejer 25-50%



Jeg ejer 1-25%



Nej - jeg lejer/forpagter det hele

Hvilke jordtyper findes der på din bedrift og hvor meget heraf kan vandes? (sæt gerne flere

krydser)

Angiv gerne ca. antal hektar

Sandet jord (JB 1-4)

Leret jord (JB 5-10)

Humusjord (JB 11)

Heraf arealer der kan vandes

Ved ikke

(1)



(1)



(1)



(1)



(1)



_____

Driver du et fuldtids- eller deltidslandbrug?

(1)

(2)



Fuldtid



Deltid

184

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Hvilket/hvilke slags landbrug praktiserer du? (sæt gerne flere krydser)

(2)

(1)

(4)

(3)



Konventionel



Økologisk



Biodynamisk



Andet

Hvis andet, præcisér venligst:

________________________________________

Bruger du nogle af følgende landbrugssystemer og -teknikker i din landbrugsdrift? (Sæt gerne

flere krydser)

(1)

(2)

(3)

(4)



Reduceret jordbearbejdning / Conservation Agriculture



Præcisionslandbrug (f.eks. autostyring, variable tildeling af gødning eller pesticider)



Skovlandbrug (afgrøder og/eller husdyr sammen med træer og buske)



Paludikultur (afgrøder i vand)

Hvilken type landbrugsdrift er din primære produktion?

(1)

(2)

(3)

(4)



Mælkeproduktion



Kødkvæg



Svin



Fjerkræ

185

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

(8)

(9)

(5)

(7)

(10)

(6)



Får



Geder



Planteproduktion



Frugt og bær



Grøntsager



Andet

Hvis andet, præcisér venligst:

________________________________________

Hvilke slags småbiotoper eller naturvenlige driftsformer har du allerede på dine arealer?

ca. antal, meter eller ha

Nej

Gravhøje og fortidsminder

(hvis ja, angiv gerne et ca.

antal)

Fritstående træer (hvis ja,

angiv gerne et ca. antal)

Levende hegn (læhegn) (hvis

ja, angiv gerne ca. meter)

(1)



(2)



_____

(1)



(2)



_____

(1)



(2)



_____

186

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

ca. antal, meter eller ha

Nej

Vandhuller (permanent

vanddækket areal op til ca.

100 m2) (hvis ja, angiv gerne

et ca. antal)

Vildtremiser (lille område

permanent dækket træer og

buske) (hvis ja, angiv gerne ca.

hektar)

Stenbunker (hvis ja, angiv

gerne ca. antal)

Insektvolde, blomsterstriber,

barjordsstriber el.lign. (hvis ja,

angiv gerne ca. meter)

Utilgængelige markkanter

eller -hjørner taget ud af drift

(med "utilgængelig" menes

der markkanter og -hjørner,

der kun besværligt kan tilgås

med moderne maskineri) (hvis

ja, angiv gerne ca. hektar)

Permanente brakmarker (hvis

ja, angiv gerne ca. hektar)

(1)



(2)



(1)



(2)



(1)



(2)



(1)



(2)



_____

(1)



(2)



_____

(1)



(2)



_____

187

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

ca. antal, meter eller ha

Nej

Øvrige brakmarker i omdrift

(hvis ja, angiv gerne ca.

hektar)

Naturbeskyttede arealer (hvis

ja, angiv gerne ca. hektar)

Heraf naturbeskyttede arealer

med afgræsning (hvis ja, angiv

(1)



gerne ca. hektar)

Arealer med afgræsning totalt

set (hvis ja, angiv gerne ca.

hektar)

(1)



(2)



(2)



(1)



(2)



_____

(1)



(2)



_____

Hvis du har skov, hvor mange procent af dette er plantet, mens du har haft bedriften?

_____

Har du andre typer af småbiotoper på din jord, som ikke er nævnt ovenfor?

________________________________________

188

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Hvilke slags småbiotoper, skov eller naturvenlige driftsformer kunne du forestille dig at

anlægge på dine arealer

ca. antal, meter eller ha

Nej

Fritstående træer (hvis ja,

angiv gerne ca. antal)

Levende hegn (læhegn) (hvis

ja, angiv gerne ca. meter)

Vildtremiser (lille område

permanent dækket træer og

buske) (hvis ja, angiv gerne ca.

hektar)

Skovrejsning på minimum 2

(1)



(2)



_____

(1)



(2)



_____

(1)



(2)



_____

hektar (hvis ja, angiv gerne ca.

(1)



hektar)

Vandhuller (permanent

vanddækket areal op til ca.

100 m2) (hvis ja, angiv gerne

ca. antal)

Stenbunker (hvis ja, angiv

gerne ca. antal)

Insektvolde, blomsterstriber,

barjordsstriber el.lign. (hvis ja,

angiv gerne ca. meter)

Utilgængelige markkanter

eller -hjørner taget ud af drift

(1)



(1)



(2)



_____

(2)



_____

(1)



(2)



_____

(2)



_____

(1)



(2)



_____

189

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

ca. antal, meter eller ha

Nej

(med "utilgængelig" menes

der markkanter og -hjørner,

der kun besværligt kan tilgås

med moderne maskineri) (hvis

ja, angiv gerne ca. hektar)

Permanent braklægning af

hele marker (hvis ja, angiv

gerne ca. hektar)

Pesticidfrie bræmmer langs

markskel (hvis ja, angiv gerne

ca. meter)

Udyrkede bufferzoner langs

vandløb og ligende (hvis ja,

angiv gerne en ca. bredde på

disse)

Arealer med

naturplejegræsning (hvis ja,

angiv gerne ca. hektar)

(1)



(2)



(1)



(2)



(1)



(2)



(1)



(2)



_____

Kunne du forestille dig at anlægge andre typer af småbiotoper på din jord, end de

ovennævnte?

________________________________________

190

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

________________________________________

Hvor enig er du i følgende udsagn?

Hverken enig

Meget enig

Delvist enig

eller uenig

Delvist uenig Meget uenig

mit tilfælde

Ikke relevant i

Tilskud til anlæg ville få mig til

at plante flere fritstående

træer

Jeg mener, at fritstående

træer er dårligt for mit

dækningsbidrag

Flere fritstående træer er

besværligt for markdriften

Jeg vil hellere plante

fritstående træer på arealer

med permanent græs end på

omdriftsarealer

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



Hvor enig er du i følgende udsagn?

Hverken enig

Meget enig

Delvist enig

eller uenig

Delvist uenig Meget uenig

mit tilfælde

Ikke relevant i

Hvis jeg kunne bevare

arealstøtte til levende hegn

(læhegn), ville jeg plante flere

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



191

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Hverken enig

Meget enig

Delvist enig

eller uenig

Delvist uenig Meget uenig

Ikke relevant i

mit tilfælde

Anlægsomkostninger er for

høje til, at jeg vil plante flere

levende hegn (læhegn)

Jeg mener, at levende hegn

(læhegn) er dårligt for mit

dækningsbidrag

Flere levende hegn (læhegn)

er besværligt for markdriften

Jeg mangler viden og

informationer om muligheder

for at plante flere levende

hegn (læhegn)

Jeg vil hellere plante levende

hegn (læhegn) på marken tæt

på bedriften end fjernt fra

bedriften

Jeg vil hellere plante levende

hegn (læhegn) på

omdriftsarealer end på arealer

med permanent græs

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



Vælg det udsagn, du er mest enig i angående mulige former for støtte til læhegn

(1)

(3)

(5)



Jeg er klar til at plante læhegn uden at få støtte



Jeg vil plante læhegn, hvis jeg kunne oprethold arealstøtten på arealet



Jeg vil plante læhegn hvis jeg kunne få dækket 40 pct. af anlægsomkostningerne

192

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

(7)

(9)



Jeg vil plante læhegn, hvis jeg kunne få dækket 100 pct. af anlægsomkostningerne



Jeg vil plante læhegn, hvis jeg kunne få dækket 40 pct. af anlægsomkostningerne og

opretholde arealstøtten på arealet

(11)



Jeg vil plante læhegn hvis jeg kunne få dækket 100 pct. af anlægsomkostningerne og

opretholde arealstøtten på arealet

(13)

(15)



Ingen af de ovenfor nævnte former for støtte vil få mig til at plante læhegn



Jeg vil ikke plante flere læhegn, og det er ikke et spørgsmål støtte

Hvor enig er du i følgende udsagn? (der er her tale om skovrejsning på et areal på mindst 2

hektar)

Hverken enig

Meget enig

Delvist enig

eller uenig

Delvist uenig Meget uenig

mit tilfælde

Ikke relevant i

Hvis jeg kunne bevare

arealstøtte til skov, ville jeg

rejse mere skov

Anlægsomkostninger er for

høje til, at jeg vil rejse mere

skov

Ekstra arbejdstid med

administration og

registreringer gør, at jeg ikke

vil foretage mere skovrejsning

Jeg mener, at skovrejsning er

dårligt for mit

dækningsbidrag

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



193

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Hverken enig

Meget enig

Delvist enig

eller uenig

Delvist uenig Meget uenig

Ikke relevant i

mit tilfælde

Jeg mangler viden og

informationer om muligheder

for skovrejsning

Jeg vil hellere foretage

skovrejsning på marker fjernt

fra bedriften end tæt på

bedriften

Jeg vil hellere foretage

skovrejsning på lavbundsjorde

(1)



end højtliggende jorde

Jeg vil hellere foretage

skovrejsning på arealer med

permanent græs end på

omdriftsarealer

Jeg foretrækker skov med

blandede træarter af

varierende alder fremfor

ensartet

produktionsskov/plantagedrift

Jeg vil plante skov af hensyn

til rekreative interesser

Mit gødningsregnskab gør, at

jeg ikke kan udtage mere

areal til skovrejsning

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



194

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Hverken enig

Meget enig

Delvist enig

eller uenig

Delvist uenig Meget uenig

Ikke relevant i

mit tilfælde

Der findes lokal regulering og

lovgivning, der forhindrer mig

(1)



i at rejse skov

Jeg er ikke interesseret i at

rejse skov, hvis det bliver

omfattet af fredskovspligten

Omdriftstiden på skovarealer

passer dårligt i min

planlægning

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



Vælg det udsagn, du er mest enig i angående mulige former for støtte til skovrejsning

(1)

(3)

(5)

(7)

(9)

(11)



Jeg er klar til at plante skov uden at få støtte



Jeg vil plante skov, hvis jeg kunne oprethold arealstøtten på arealet



Jeg vil plante skov, hvis jeg kunne få dækket 20 pct. af anlægsomkostningerne



Jeg vil plante skov, hvis jeg kunne få dækket 40 pct. af anlægsomkostningerne



Jeg vil plante skov, hvis jeg kunne få dækket 100 pct. af anlægsomkostningerne



Jeg vil plante skov, hvis jeg kunne få dækket 20 pct. af anlægsomkostningerne og opretholde

arealstøtten på arealet

(13)



Jeg vil plante skov, hvis jeg kunne få dækket 40 pct. af anlægsomkostningerne og opretholde

arealstøtten på arealet

(15)



Jeg vil plante skov, hvis jeg kunne få dækket 100 pct. af anlægsomkostningerne og opretholde

arealstøtten på arealet

(17)

(19)



Ingen af de ovenfor nævnte niveauer af støtte vil få mig til at plante skov



Jeg vil ikke plante skov, og det er ikke et spørgsmål om støtte

195

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Generelle spørgsmål om træer på landbrugsjorden

Hverken enig

Meget enig

Delvist enig

eller uenig

Delvist uenig Meget uenig

mit tilfælde

Ikke relevant i

Hvis træerne giver frugter

eller nødder, vil jeg plante

flere

Hvis træerne kan høstes til

biomasse/træflis, vil jeg plante

(1)



flere

Hvis træerne kan høstes til

tømmer, vil jeg plante flere

Hvis træerne kan levere

fodertilskud til mine dyr, vil

jeg plante flere

Jeg ser træer som et godt

redskab til at øge

dyrevelfærden for mine dyr

på friland

Jeg ser træer som et godt

redskab til sikre min drift mod

(1)



klimaforandringer

Jeg ser træer som et godt

redskab til at mindske min

bedrifts påvirkning af klimaet

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



196

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Hverken enig

Meget enig

Delvist enig

eller uenig

Delvist uenig Meget uenig

Ikke relevant i

mit tilfælde

Jeg ser træer som et godt

redskab til at mindske min

bedrifts påvirkning af miljøet

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



Generelle spørgsmål om træer på landbrugsjorden

Hverken enig

Meget enig

Delvist enig

eller uenig

Delvist uenig Meget uenig

mit tilfælde

Ikke relevant i

Hvis træerne giver frugter

eller nødder, vil jeg plante

flere

Hvis træerne kan høstes til

biomasse/træflis, vil jeg plante

(1)



flere

Hvis træerne kan høstes til

tømmer, vil jeg plante flere

Jeg ser træer som et godt

redskab til sikre min drift mod

(1)



klimaforandringer

Jeg ser træer som et godt

redskab til at mindske min

bedrifts påvirkning af klimaet

Jeg ser træer som et godt

redskab til at mindske min

bedrifts påvirkning af miljøet

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



197

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Hvor enig er du i følgende udsagn? (med vandhuller menes permanent vanddækkede arealer

op til ca. 100 m2)

Hverken enig

Meget enig

Delvist enig

eller uenig

Delvist uenig Meget uenig

mit tilfælde

Ikke relevant i

Hvis jeg kunne bevare

arealstøtte til vandhuller, ville

jeg anlægge flere

Anlægsomkostninger er for

høje til, at jeg vil anlægge

flere vandhuller

Ekstra arbejdstid med

administration og

registreringer gør, at jeg ikke

vil anlægge flere vandhuller

Jeg mener, at vandhuller er

dårligt for mit

dækningsbidrag

Flere vandhuller er besværligt

for markdriften

Jeg mangler viden og

informationer om muligheder

for at anlægge flere

vandhuller

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



198

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Hverken enig

Meget enig

Delvist enig

eller uenig

Delvist uenig Meget uenig

Ikke relevant i

mit tilfælde

Jeg vil hellere anlægge

vandhuller på marker fjernt fra

(1)



bedriften end tæt på bedriften

Jeg vil hellere anlægge

vandhuller på lavbundsjorde

end højtliggende jorde

Jeg vil hellere anlægge

vandhuller på arealer med

permanent græs end på

omdriftsarealer

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



Vælg det udsagn, du er mest enig i angående mulige former for støtte til at anlægge

vandhuller

(19)

(21)

(23)

(25)

(27)

(29)



Jeg er klar til at anlægge vandhuller uden at få støtte



Jeg ville anlægge vandhuller, hvis jeg kunne oprethold arealstøtten på arealet



Jeg ville anlægge vandhuller, hvis jeg kunne få dækket 20 pct. af anlægsomkostningerne



Jeg ville anlægge vandhuller, hvis jeg kunne få dækket 40 pct. af anlægsomkostningerne



Jeg ville anlægge vandhuller, hvis jeg kunne få dækket 100 pct. af anlægsomkostningerne



Jeg ville anlægge vandhuller, hvis jeg kunne få dækket 20 pct. af anlægsomkostningerne og

opretholde arealstøtten på arealet

(31)



Jeg ville anlægge vandhuller, hvis jeg kunne få dækket 40 pct. af anlægsomkostningerne og

opretholde arealstøtten på arealet

(33)



Jeg ville anlægge vandhuller, hvis jeg kunne få dækket 100 pct. af anlægsomkostningerne og

opretholde arealstøtten på arealet

(35)

(36)



Ingen af de ovenfor nævnte niveauer af støtte vil få mig til at anlægge vandhuller



Jeg vil ikke anlægge vandhuller, og det er ikke et spørgsmål om støtte

199

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Hvor enig er du i følgende udsagn?

Hverken enig

Meget enig

Delvist enig

eller uenig

Delvist uenig Meget uenig

mit tilfælde

Ikke relevant i

Anlægsomkostninger er for

høje til, at jeg vil anlægge

flere insektvolde,

blomsterstriber,

barjordsstriber el.lign.

Tilskud til anlæg ville få mig til

at anlægge flere insektvolde,

blomsterstriber,

barjordsstriber el.lign.

Ekstra arbejdstid med

administration og

registreringer gør, at jeg ikke

vil anlægge flere insektvolde,

blomsterstriber,

barjordsstriber el.lign.

Jeg mener, at insektvolde,

blomsterstriber,

barjordsstriber el.lign. er

dårligt for mit

dækningsbidrag

Flere insektvolde,

blomsterstriber,

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



200

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Hverken enig

Meget enig

Delvist enig

eller uenig

Delvist uenig Meget uenig

Ikke relevant i

mit tilfælde

barjordsstriber el.lign. er

besværligt for markdriften

Jeg mangler viden og

informationer om muligheder

for at anlægge flere

insektvolde, blomsterstriber,

barjordsstriber el.lign.

Jeg vil hellere anlægge

insektvolde, blomsterstriber,

barjordsstriber el.lign. på

marker fjernt fra bedriften end

tæt på bedriften

Jeg vil hellere anlægge

insektvolde, blomsterstriber,

barjordsstriber el.lign. på

lavbundsjorde end

højtliggende jorde

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



Hvor enig er du i følgende udsagn? (med "utilgængelig" menes der markkanter og -hjørner,

der kun besværligt kan tilgås med moderne maskineri)

Hverken enig

Meget enig

Delvist enig

eller uenig

Delvist uenig Meget uenig

mit tilfælde

Ikke relevant i

Hvis jeg kunne bevare

arealstøtte til utilgængelige

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



201

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Hverken enig

Meget enig

Delvist enig

eller uenig

Delvist uenig Meget uenig

Ikke relevant i

mit tilfælde

markkanter og -hjørner, ville

jeg tage flere ud af drift

Jeg bruger allerede MFO-

ordningen til at tage

utilgængelige markkanter og

-hjørner ud af drift

Ekstra arbejdstid med

administration og

registreringer gør, at jeg ikke

vil tage flere utilgængelige

markkanter og -hjørner ud af

drift

Jeg mangler viden og

informationer om muligheder

for at tage flere utilgængelige

(1)



markkanter og -hjørner ud af

drift

Jeg vil hellere tage

utilgængelige markkanter og

-hjørner ud af drift på marker

fjernt fra bedriften end tæt på

bedriften

Jeg vil hellere tage

utilgængelige markkanter og

-hjørner ud af drift på

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



202

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Hverken enig

Meget enig

Delvist enig

eller uenig

Delvist uenig Meget uenig

Ikke relevant i

mit tilfælde

lavbundsjorde end

højtliggende jorde

Jeg vil hellere tage

utilgængelige markkanter og

-hjørner ud af drift på arealer

med permanent græs end på

omdriftsarealer

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



Utilgængelige markhjørner og -kanter er i mit tilfælde (Sæt gerne flere krydser):

(1)

(2)

(3)

(4)

(5)

(6)

(7)

(9)

(8)



Våde lavninger / Humusjord



Smalle markstykker



Markhjørner



Kuperet og skrånende terræn



Let jord (sandet)



Tung jord (leret)



Ukurante markkanter (f.eks. langs åløb, rundt om vandhuller eller lignende)



Skyggekanter langs skov og hegn



Andet

Hvis andet, præcisér venligst:

________________________________________

203

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Hvor mange hektar af utilgængelige markkanter og -hjørner, som du dyrker i dag, ville du lade

ligge udyrket, hvis du ikke behøvede at opretholde aktivitetskravet for at modtage arealstøtten?

_____

Betyder genopdyrkningsretten til markkanter og -hjørner taget ud af drift noget for dig?

(1)

(4)



Ja, jeg vil ikke tage noget jord ud, hvis jeg mister genopdyrkningsretten



Ja, jeg vil tage mindre areal ud af drift, hvis jeg mister genopdyrkningsretten, men der er stadig

områder, som jeg vil tage ud uanset genopdyrkningsretten

(2)



Nej, jeg vil tage de samme arealer ud, selv hvis jeg mister genopdyrkningsretten

Hvis arealstøtten blev betinget af, at du skulle gøre forskellige tiltag, hvilke ville du da helst tage

i brug?

(flyt forslagene med musen i prioriteret rækkefølge, placér

dem du helst vil tage i brug øverst)

Mindst 1 fritstående træ pr. 10

Mindst 3 pct. levende hegn (af

bruttoareal)

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(7)



(8)



(9)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(7)



(8)



(9)



Mindst 1 stenbunke pr. 10 ha

(på mindst 5 kvadratmeter)

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(7)



(8)



(9)



204

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

(flyt forslagene med musen i prioriteret rækkefølge, placér

dem du helst vil tage i brug øverst)

Mindst 1 pct. vandhuller (af

bruttoareal)

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(7)



(8)



(9)



Mindst 1 pct. blomsterstriber

(af bruttoareal)

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(7)



(8)



(9)



Mindst 1 pct. barjordsstriber

(af bruttoareal)

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(7)



(8)



(9)



Mindst 1 pct. udyrket areal

uden aktivitetskrav (men med

genopdyrkningsret) f.eks.

markkanter, hjørner mv (af

bruttoareal).

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(7)



(8)



(9)



Et vandhul pr. 20 ha

2 ha skovrejsning pr. 100 ha

(af bruttoareal)

(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(7)



(8)



(9)



(1)



(2)



(3)



(4)



(5)



(6)



(7)



(8)



(9)



Hvilke af følgende formål har du generelt med småbiotoper på din ejendom? (sæt gerne flere

krydser)

(1)

(2)



Jeg mener, at småbiotoper gør noget godt for biodiversiteten (plante-, insekt- og dyreliv)



Jeg mener, at småbiotoper gør noget godt for markvildtet

205

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

(3)

(4)



Jeg mener, at småbiotoper bidrager positivt til landskabets udseende



Andet

Hvis andet, uddyb venligst herunder:

________________________________________

Hvilke af følgende udfordringer findes der generelt for at udlægge småbiotoper på din

ejendom (sæt gerne flere krydser)

(1)



Naturbeskyttelsesloven er en stor hindring for at udlægge småbiotoper på min bedrift (f.eks.

§3-arealer eller strandfredningslinjen)

(2)

(3)

(4)



Forpagtningsaftaler er en stor hindring for at udlægge småbiotoper på min bedrift



Mit gødningsregnskab er en stor hindring for at udlægge småbiotoper på min bedrift



Andet

Hvis andet, uddyb venligst herunder:

________________________________________

206

MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 187: Orientering til udvalget, om rapporten Biodiversitetsvirkemidler på danske landbrugs- og skovrejsningsarealer

Hvis du mener, der findes andre grunde til at anlægge et eller flere af de ovennævnte typer af

småbiotoper, så uddyb gerne herunder:

________________________________________

Hvis du mener, der findes andre grunde til IKKE at anlægge et eller flere af de ovennævnte

typer af småbiotoper, så uddyb gerne herunder:

________________________________________

Tak for dine svar!

207