Miljø- og Fødevareudvalget 2020-21
MOF Alm.del Bilag 293
Offentligt
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1
Vidensyntese om kulstofrig lavbundsjord
1
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
Forord til Vidensyntese om kulstofrig lavbundsjord
Denne vidensyntese om kulstofrig lavbundsjord er udarbejdet af forskere ved Aarhus Universitet på
baggrund af en bestilling fra Landbrugsstyrelsen (LBST) under Ydelsesaftalen Planteproduktion v.
Rammeaftale om forskningsbaseret myndighedsbetjening mellem Miljø- og Fødevareministeriet og Aarhus
Universitet 2020-2023.
Som beskrevet i bestillingen ønskes syntesen udformet som en rapport, der belyser den samlede og nyeste
viden om kulstofrig jord, fsva. emissioner, barrierer for udtagning, mulige tiltag der modvirker nedbrydning
og fremmer opbygning af jordens kulstofpulje samt miljø-, klima og biodiversitetseffekter ved mulige tiltag
der modvirker nedbrydning og fremmer opbygning af jordens kulstofpulje. Rapporten ønskes ligeledes at
belyse aktuelle usikkerheder og videnshuller. Der er taget udgangspunkt i litteratur fra Danmark og
sammenlignelige lande – først og fremmest nordvest Europa. Hvor det har været relevant, er litteratur fra
den øvrige verden inddraget. Litteraturen er blevet udvalgt af forfatterne på basis af litteratursøgning i
relevante internationale databaser og fra kendskab til nationale rapporter og dokumenter, som ikke
fremgår af disse databaser. I rapporten indgår også resultater som ved rapportens udgivelse ikke har været
i eksternt peer review eller er publiceret andre steder. Ved en evt. senere publicering i tidsskrifter med
eksternt peer review vil der derfor kunne forekomme ændringer. Rapporten er disponeret med
udgangspunkt i forslag til disposition fra bestillingen. Det kan i den forbindelse nævnes, at
Landbrugsstyrelsen ved igangsættelsen af vidensyntesen gennemførte en skriftlig interessent-
inddragelsesproces med henblik på at skabe åbenhed om processen og få input til projektet. Inden
færdiggørelse af vidensyntesen er status præsenteret for Landbrugsstyrelsen, og endelig har rapporten af
LBST været sendt i ekstern høring. Kommentarer og AUs håndtering af disse kan findes på dette LINK.
Forfattere og fagfællebedømmere fremgår af de enkelte kapitler. Endvidere er rapporten samlet
fagfællebedømt af Søren Munch Kristiansen, Inst. For Geoscience, AU.
2
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
26
27
28
29
30
31
32
33
34
35
36
37
38
39
40
41
42
43
44
45
46
47
48
49
50
51
52
53
54
55
56
57
58
59
60
61
62
Contents
1
Generelt om kulstofrig jord .................................................................................................................................................................. 6
1.1
1.1.1
1.1.2
1.2
1.3
1.4
1.5
2
Kort historisk/politisk/samfundsgeografisk kontekst ................................................................................................. 6
Lavbundsjord .............................................................................................................................................................................. 6
Afgrænsning af lavbundsjord på kort .......................................................................................................................... 6
Definition af kulstofrige/tørvejorder .................................................................................................................................... 8
Historisk kortlægning af Danmarks moser og tørvegravning ............................................................................... 8
Anvendelsen af tørvejorder .................................................................................................................................................. 10
Referencer ...................................................................................................................................................................................... 12
Kortlægning af kulstofrig jord ......................................................................................................................................................... 14
2.1
2.1.1
2.1.2
2.1.3
2.2
2.3
2.3.1
2.4
2.4.1
2.5
2.6
2.6.1
2.6.2
2.7
2.8
Beskrivelse af Tekstur 2014-kulstof – baggrund, resultat mv. ............................................................................ 14
Udvidet metodebeskrivelse ............................................................................................................................................ 14
Udbredelsen af kulstofrige jorder................................................................................................................................. 16
Vurdering af usikkerheder i kortets prædiktion af jordens kulstofindhold ............................................ 17
kortlægning af sammenhængende kulstofrige arealer ...................................................................................... 19
Lavbundsjordenes grundvandsstand og den fremtidige udvikling ............................................................... 22
Dybde til grundvandet i SINKS-boringerne ............................................................................................................ 22
Lavbundsjordernes dræning ................................................................................................................................................ 22
Andel af grøftedrænet og rørlagt areal ................................................................................................................... 23
Udvikling i arealet med kulstofrige lavbundsjorder fra 2010 frem mod 2050......................................... 27
Arealanvendelse. ........................................................................................................................................................................ 29
Arealanvendelse inden for landbrugsarealet ...................................................................................................... 29
Arealanvendelse uden for landbrugsarealet ....................................................................................................... 29
Perspektivering til andre landes kortlægning ............................................................................................................ 30
Referencer ...................................................................................................................................................................................... 32
3
Drivhusgasemissioner fra kulstofrig jord .................................................................................................................................... 34
3.1
3.2
3.3
3.4
3.5
3.6
Kuldioxid .......................................................................................................................................................................................... 34
Metan ................................................................................................................................................................................................. 36
Lattergas .......................................................................................................................................................................................... 39
Samlede tab af drivhusgasser ............................................................................................................................................. 40
Den danske emissionsopgørelse for kulstofrige jorder .......................................................................................... 41
Referencer ...................................................................................................................................................................................... 45
4
Lavbundsordningen ............................................................................................................................................................................. 49
4.1
Samspillet med/diskrepans mellem denne effektberegning og Danmarks nationale
emissionsopgørelse? ................................................................................................................................................................................. 55
4.2
4.3
Ny bekendtgørelse i høring................................................................................................................................................... 56
Barrierer for implementering af Lavbundsprojekter ............................................................................................... 56
3
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
63
64
65
66
67
68
69
70
71
72
73
74
75
76
77
78
79
80
81
82
83
84
85
86
87
88
89
90
91
92
93
94
95
96
97
98
99
4
6
5
4.4
Referencer ...................................................................................................................................................................................... 56
Mulige tiltag til beskyttelse af jordens kulstofpulje og efterfølgende mulig arealanvendelse .................. 58
5.1
5.1.1
5.1.2
5.2
5.2.1
5.2.2
5.2.3
5.3
5.3.1
5.3.2
5.3.3
5.3.4
5.3.5
5.3.6
5.3.7
5.3.8
5.4
5.4.1
5.4.2
5.4.3
5.4.4
5.4.5
5.4.6
5.5
5.5.1
5.5.2
5.5.3
5.5.4
5.5.5
5.5.6
5.5.7
5.5.8
Tiltag der beskytter jordens kulstofpulje og mulig efterfølgende arealanvendelse ............................ 58
Hvordan bliver de beskrevne tiltag afspejlet i Danmarks nationale emissionsopgørelse? ........ 59
Referencer................................................................................................................................................................................. 62
Klimaeffekter forbundet med beskyttelse af jordens kulstofpulje .................................................................. 63
Passive udtagninger - beskyttelsesniveau A1, A2 og B1-B6 ....................................................................... 63
Aktive beskyttelser - beskyttelsesniveau C1, C2, D1 og D2 .......................................................................... 66
Referencer................................................................................................................................................................................. 70
Kvælstofeffekter forbundet med beskyttelse af jordens kulstofpulje ........................................................... 73
Kvælstofeffekter ved omlægning af dyrket tørvejord til forskellige beskyttelses niveauer........ 73
Målinger af N retention i forskellige typer vådområder. ................................................................................. 74
Effekten af ændret arealanvendelse på udvaskningen ................................................................................ 76
Effekt af vådlægning på ammoniakfordampningen ...................................................................................... 77
Samlet effekt på N udledningen til vandløbet. .................................................................................................... 79
Negative effekter på kvælstoftab ved vådlægning. ........................................................................................ 82
Vurdering af arealer der kan omlægges til de forskellige beskyttelsesniveauer............................. 83
Referencer................................................................................................................................................................................. 84
Fosforeffekter forbundet med beskyttelse af jordens kulstofpulje.................................................................. 86
Indledning ................................................................................................................................................................................. 86
Strømningsveje igennem organiske lavbundsarealer ..................................................................................... 87
Fosforpuljer og -omsætning i organisk lavbundsjord ....................................................................................... 88
Fosfortab fra drænet organisk lavbund ................................................................................................................... 92
Effekter af aktive foranstaltninger på fosforomsætning og –tab (beskyttelsesniveau C og D) 93
Referencer................................................................................................................................................................................. 95
Natur/biodiversitetseffekter forbundet med beskyttelse af jordens kulstofpulje ................................ 101
Basis for biodiversitet ........................................................................................................................................................ 101
Tidligere vurderinger af virkemidler på lavbundsjord i forhold til effekt på biodiversitet ......... 102
Græssende dyr .................................................................................................................................................................... 103
Jordbundsdyr ........................................................................................................................................................................ 104
Biodiversitetseffekter af de udvalgte beskyttelsesniveauer ...................................................................... 104
Beskrivelse af scenarierne i forhold til biodiversitet ........................................................................................ 105
Konklusioner .......................................................................................................................................................................... 110
Referencer.............................................................................................................................................................................. 111
Barrierer for indsatser ........................................................................................................................................................................ 115
6.1
6.2
Forringede drænforhold på højbunden ..................................................................................................................... 115
Karakterisering af overfladevand-grundvands-interaktioner i vådområder ........................................ 116
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
100
101
102
103
104
105
106
107
108
109
110
111
112
113
114
115
116
117
118
119
120
7
8
9
6.3
6.3.1
6.3.2
6.3.3
6.3.4
6.4
6.5
6.5.1
6.5.2
6.6
6.6.1
6.6.2
6.6.3
6.7
Identifikation af arealer med forringede drænforhold ...................................................................................... 117
Jordens naturlige dræningstilstand ......................................................................................................................... 117
Sandsynlighed for dræning.......................................................................................................................................... 118
Afgræsning af ådalen ..................................................................................................................................................... 119
Kortlægning af grundvands-overfladevands-interaktioner ...................................................................... 120
Fosforpuls...................................................................................................................................................................................... 121
Principper omkring jordfordeling .................................................................................................................................... 121
Jordfordeling i praksis – potentialer og barrierer .............................................................................................. 122
Jordfordeling i relation til udtagning af lavbundsjorde ................................................................................ 125
Udfordringer og barrierer i forhold til plan- og arealreguleringslovgivningen. .................................... 126
Planloven ................................................................................................................................................................................ 127
Naturbeskyttelsesloven ................................................................................................................................................... 127
Vandløbsloven ..................................................................................................................................................................... 127
Referencer ................................................................................................................................................................................... 128
Vidensbehov.......................................................................................................................................................................................... 130
Opsummering / konklusion .......................................................................................................................................................... 133
Bilag............................................................................................................................................................................................................ 137
9.1
Bilag 1 Fordeling af landbrugsafgrøder 2018 i ha på omdrift, afgrødekategori og OC-
kulstofniveau. .............................................................................................................................................................................................. 137
5
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
121
122
123
124
125
126
127
128
129
130
131
132
133
134
135
136
137
138
139
140
141
142
143
144
145
146
147
148
149
150
151
152
1 Generelt om kulstofrig jord
Mogens H. Greve, Mette B. Greve, Institut for Agroøkologi, Aarhus Universitet
Fagfællebedømt Søren Munch Kristiansen.
1.1
Kort historisk/politisk/samfundsgeografisk kontekst
Eng er agers moder
er et ordsprog brugt af jyske landmænd allerede i middelalderen, som afspejler
vigtigheden af engarealerne for landbrugsdriften efterhånden som engene blev drænet op gennem
middelalderen. Dette understreges yderligere af, at man på de fattigste jorder placerede gårdene langs
åer og enge, hvor der var sikker græsning til kreaturerne og høslæt til vinterfoder. I forbindelse med
hartkornsansættelsen i 1844 blev jorderne værdiansat ud fra
”deres indvortes Godhed og naturlige
Beskaffenhed".
Engene blev dog i stedet vurderet ud fra deres høproduktion (Rothe, 1844).
1.1.1 Lavbundsjord
Lavbundsjord er en kompleks gruppe, som er karakteriseret ved permanent eller sæsonbestemt
overfladenært grundvand. Lavbundsjord ligger ofte i nærheden af vandløb, søer eller kystnært. I visse
landskabstyper findes lavbundsjord i afløbsløse lavninger samt på store flade lavtliggende områder, såsom
i de hævede havbunde på Littorinaflader i Nordjylland, i marsken og på Tinglev Hedeslette i Sønderjylland.
Lavbundsjord, som ikke er afvandet, har karakteristiske plantesammensætninger som i fx fattig- og rigkær,
enge, moser, marsk og fugtige (græssede) overdrev. Lavbundsjord er på grund af højtliggende grundvand
ofte humusrig, da den mikrobielle nedbrydning af planterester her går meget langsom eller helt i stå.
Lavbundsjord bliver i denne rapport opdelt i tre klasser baseret på kulstof indholdet i jorden:
•
•
•
Mineralsk lavbundsjord (≤6 % kulstof (Organisk kulstof i jorden)
Kulstofrig lavbundsjord (>6 % kulstof)
Tørvejorder (>12 % kulstof)
Alt sammen opgivet som vægt %.
1.1.2 Afgrænsning af lavbundsjord på kort
Udbredelsen af lavbundsjord i Danmark er stærkt påvirket af omfanget af dræningsdræningsaktiviteter,
vandindvinding, inddæmning og landvinding (Se Kronvang et al., 2013; Breuning-Madsen, 1989). Flere år
efter iværksættelsen af et dræningsprogram vil et område miste sin karakter af vådområde og på
overfladen fremstå som et relativt godt drænet område. Som et resultat af meget stor menneskelig
dræningsaktivitet, er det samlede lavbundsområde blevet reduceret især siden 1800-tallet.
I forbindelse med SINKS projektet er der udarbejdet et nyt lavbundstema. Lavbundsjordens historiske
afgrænsning er lavet på baggrund af en række eksisterende kort, dannet på forskellige tidspunkter over de
seneste ca. 120 år, disse er:
6
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0007.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
•
•
•
153
154
155
156
157
158
159
160
161
162
163
164
165
166
167
Lavbundsområder fra topografiske kort (ca. 1915)
Lavbundsjordarter fra GEUS´ jordartskort (fra ca. 1890 og frem)
Humusjordernes udbredelse fra Jordklassificeringen (ca. 1975)
Lavbundsområder fra topografiske kort blev afgrænset ved en digitalisering af arealer med
sidbundssignatur (eng, mose og marsk) på geodætiske kort (Maalebordsblade) fra begyndelsen af 1900-
tallet. Hertil kom inddæmmede og tørlagte arealer samt arealer, der landskabsmæssigt var karakteriseret
som marsk, Littorina eller yngre marint forland (Madsen et al., 1992).
Lavbundsjordarter fra GEUS´ jordartskort er ferskvandstørv (FT), saltvandstørv (HT), ferskvandsgytje (FP) og
saltvandsgytje (HP) på 1:25.000 klassificeringen, samt visse steder ferskvandssand (FS) på 1:200.000
klassificeringen.
Fra Jordklassificeringen blev humusjorderne udvalgt (FK7, jord med over 6 % kulstof).
For at finde det område, der historisk har været lavbund, er alle disse kort (dvs. topografiske, jordbund og
geologiske) blevet gemt som ArcGIS-vektorfiler for at lette databehandling til kortoverlay-operation.
Foreningsmængden af disse lag resulterer i det udvidede lavbundskort med en udbredelse på ca. 900.000
ha (se figur 1.1).
168
169
Figur 1.1 Minimum 20,5 % af Danmark er – eller har været - lavbund (udvidet lavbund). (reference).
7
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
170
171
172
173
174
175
176
177
178
179
180
181
182
183
184
185
186
187
188
189
190
191
192
193
194
195
196
197
198
199
200
201
202
1.2
Definition af kulstofrige/tørvejorder
Internationalt findes der en række forskellige definitioner på tørvejorder. Der er i disse forskellige krav til
kulstofindhold og tørvetykkelse.
I Danmark finder vi den første definition på tørvejorder i 1910. Tørvejorder er her defineret som jorder med
mindste 30 cm tørvedække (Mentz, 1910).
I forbindelse med Den Danske Jordklassificering, som blev udarbejdet i midten af 1970’erne, anvendtes 6
% kulstof (10 % humus) som nedre grænse for JB11, humusjordene, desuden anvendtes 20 cm som mindste
tykkelse. Denne definition blev anvendt ved udarbejdelsen af Basisdatakortene (Madsen et al. 1992).
Ved gennemførelsen af SINKS tørvekortlægningen i 2009 og 2010 anvendtes IPCC definitionen på tørv. I
denne defineres tørvejorder som jorder med mere end 12 % kulstof i overjorden med en tykkelse på mindste
20 cm (IPCC, 2006).
I de to dominerende internationale jordklassifikationssystemer, World Reference Base for Soil Resources
(WRB) og USDA Soil Taxonomy er en tørvejord en jord, der primært består af organisk materiale. Tørvejord
skal have 40 centimeter eller mere organisk materiale i de øverste 80 centimeter af jorden. Organisk
materiale har her per definition et kulstofindhold på mindst 12 til 18 % eller mere afhængigt af jordens
lerindhold. Disse definitioner er meget på linje med den definition vi anvendte i SINKS tørvekortlægningen.
Det skal bemærkes, at visse former for >20 cm lag med >12 % kulstof som findes på veldrænet, men meget
sur og næringsfattig jordbund i naturskove (skovtørv sensu Andersen, 1984) ikke er medtaget her. Arealerne
af disse er meget begrænset.
1.3
Historisk kortlægning af Danmarks moser og tørvegravning
Højmoser med sphagnum, og i mindre grad lavmoser med andre former for organisk materiale aflejret i
søer og langs vandløb, har været påvirket af menneskets aktiviteter i tusindvis af år (Risager et al. 2017;
Odgaard, 2006). Den store menneskelige påvirkning vanskeliggør kortlægning af disse arealer. Allerede i
jernalderen blev højmosetørv brugt som brændsel (Risager et al. 2017) og det er fortsat op i historisk tid
(Carlsen, 1884). Store såkaldte mosebrande har også bevirket, at betydelige, men ukendte mængder med
højmosetørv er forsvundet – fx som beskrevet i Store Vildmose (Carlsen, 1884) men som også ses i tørre år i
nutiden.
Kortlægningen af de danske moser startede med dannelsen af Moseindustriforeningen i 1901. Foreningen
havde bl.a. til formål at opmåle de danske moser med henblik på gravning af brændetørv. De indledende
undersøgelser blev udført af Moseselskabet som fra 1908 samarbejdede med Hedeselskabet, som jo
allerede her havde lang erfaring med kortlægning og opmåling. Det blev Hedeselskabet, der frem mod
1942 blev hovedkraften i de landsdækkende undersøgelser (Hove., 1983). Tørvejorder blev her defineret
som områder med et tørvedække på mindste 30 cm tykkelse. Formålet var at kortlægge ressourcen af
8
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0009.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
203
204
205
206
207
208
tørvebrændsel og sekundært jordfordring, i Danmark, og det omfattede alle tørveområder, der var større
end 5 ha. Oplysninger om arealanvendelse, tørvemængde, massefylde, befugtningsgrad og askeindhold
er tilgængelige fra denne undersøgelse. Moser, eksklusive områder, der er påvirket af saltvand, og med >30
cm tørv og >5 ha, dækkede i alt 130.800 ha (Thøgersen 1942, se tabel 1.1).
Tabel 1.1 Tabellen viser antal moser og deres klassificering i de fire landsdele og samlet for Danmark.
Undersøgelsen omfatter moser> 5 ha, undersøgelsen er udført i perioden fra 1919-1940 (Thøgersen, 1942).
Klasse 1
Antal Areal
moser (ha)
556
44.031
103
4.294
2
4
101
3.487
762
51.816
Klasse II
Antal Areal
moser (ha)
540
34.118
167
6.329
4
33
68
2.006
779
42.486
Klasse III
Antal Areal
moser (ha)
144
20,855
81
5.377
2
48
22
924
249
27.204
Klasse IV
Antal Areal
moser (ha)
18
9.216
2
29
-
-
-
-
20
9.245
Total
Antal
moser
1.100
337
8
184
1.629
Areal
(ha)
108.220
16.029
85
6.417
130.751
Jylland
Sjælland
Bornholm
Fyn
Total
209
210
211
212
213
214
215
216
217
218
219
220
221
Undersøgelsen undervurderede tørvearealet markant, da den kun fokuserede på de større områder og for
mere end halvdelen af landet blev moser uden brugbar tørv til brændstof ikke undersøgt på grund af deres
ringe økonomiske betydning, og alle tørveområder påvirket af havet blev udelukket fra undersøgelsen
(Risager et al. 2017).
I forbindelse med kortlægningen blev ikke kun naturlige moser dækket, men også tørvegravningsområder
og dyrkede arealer blev inkluderet. Moserne blev klassificeret i fire klasser:
I: Moser uden tørv.
II: Moser med tørv, der kan bruges til brændstof, men med lavt resterende tørvelag.
III: Moser med tørv, der kan anvendes til brændstof, hvorfra der er mulighed for ekstraktion af tørv i stor
skala.
IV: Moser med tørv, som ikke er anvendelig til brændstof
Efter kortlægningen blev der udarbejdet et kort over de klassificerede moser, kortet kan ses i figur 1.2.
9
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0010.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
222
223
224
225
226
227
228
229
230
231
232
233
234
235
Figur 1.2 Kortet viser udbredelsen af tørvemoser, moserne er klassificeret i fire klasser. Hedeselskabets
undersøgelse er udført i perioden fra 1919-1940, kortlægningen omfatter ikke Bornholm (Thøgersen, 1942).
1.4
Anvendelsen af tørvejorder
Ud over den kulturelle og spirituelle anvendelse af moser, som f.eks. til ofringer, er der eksempler på
småskalatørvegravning fra små tørvegruber (1-10 m
2
) fra bronzealderen (Becker 1948, Christensen &
Fiedel 2003). Større udgravninger (>10.000 m
2
diameter) er kendt fra præromersk jernalder.
Tørvegravningen er løbende fortsat indtil moderne tid. Produktionen af tørvekul gennem tørring af tørv er
kendt fra historisk tid. Tørvekul kan anvendes til udvinding af jern fra myremalm (Becker 1948) og er yderst
velegnet til smedning.
Lavbundsjord, og især arealer med tørv, er dyrket op sent. De kunne for alvor først opdyrkes efter drænrør
af tegl blev indført i 1850-erne (Breuning-Madsen, 2010). Egentlig opdyrkning af arealer med høj- og
lavmosetørv var i starten med dårlige resultater, og først efter 1890 blev det de kulturtekniske teknikker
forbedret efter hollandsk og tyske forbilleder, hvorved “det sure Kær eller den brune Lyngmose er bleven til
10
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0011.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
236
237
238
239
240
241
242
243
244
245
246
lysegrønne Enge” (Westh, 1909). I starten vha. dækning med sand, men siden ved at “bortlede det
skadelige vand og tilføre de manglende plantenæringsstoffer kali og fosforsyre samt. for de_
lyngbevoksede moser, kalk” (Westh, 1909). Disse metoder blev med tiden yderligere forbedret og tilpasset
til højmoser, lavmoser og de forskellige former for indvundet hav- og søbund (se fx Amstrup, 1955, Hansen,
1989; Jensen, 1989; Pedersen, 1978). Tørv og aske blev også regelmæssigt tilsat gødning og brugt til at
gøde landbrugsjorder (Hove 1983). Udvinding af tørv til brændsel og til jordforbedring har medført en
reduktion af tørvearealet frem til begyndelsen af 1950’erne. På det tidspunkt blev tørv hovedsageligt brugt
til brændsel. Tørveudvinding toppede over de to verdenskrige (se figur 1.3). Fra 1980 og frem er
tørvegravningen primært til havebrug, og produktionen varierede mellem 253.000 og 430.000 m
3
om året
(Danmarks statistik 2014). Tørveudvinding foregår stadig i Danmark på ca. 250 ha højmose primært ved
Pindstrup Mose på Norddjursland og i begge Vildmoserne.
Tørveproduktion
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
247
248
249
250
251
252
253
254
255
256
257
258
259
Figur 1.3 Årlige tørvegravning i 1000 tons i Danmark (1902-1966: Hove 1983; 1980-1999: Danmarks Statistik
2000; 2006-2013: Danmarks statistik 2014).
Som tidligere nævnt var tørvegravning til brændsel specielt vigtigt under de to verdenskrige, hvor Danmark
var under tysk blokade i Nordsøen, og derfor ikke kunne modtage kul fra England. På figur 1.3 ses en
eksplosion i produktionen af brændselstørv ved begyndelsen af 1. verdenskrig. Produktionen stiger endnu
kraftigere ved begyndelsen af 2. verdenskrig, hvilket afspejler et større energiforbrug, men også øget
muligheden for at grave tørv i især Store Vildmose, da staten i 1920’erne opkøbte 2.800 ha af stamhuset
Birkelses mosejord muliggjorde dette tørvegravning i Store Vildmose. Da Danmark i vinteren 1939-40
manglede den udenlandsk brændsel, påbegyndte staten en tørveproduktion i Store Vildmose. I sommeren
1941 arbejdede omkring 1.200 mand ved 20 tørveværker i mosen. (Kristensen, M. K, 1945). Så snart der
igen kunne importeres kul og koks fra udlandet, forsvandt efterspørgslen på dansk tørv abrupt - både pga.
lavere pris, men også fordi kvaliteten var faldende med store sod- og askeproblemer til følge.
11
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
260
261
262
263
264
265
266
267
268
269
270
271
272
273
274
275
276
277
278
279
280
281
282
283
284
285
286
287
288
289
1.5
Referencer
Amstrup, N. (1955). Kultiveringsproblemer på den tørlagte Søborg Sø. Geografisk Tidsskrift 55, 24-35.
Andersen, S. T., Forests at Løvenholm, Djursland, Denmark, at present and in the past. Det Kongelige Danske
Videnskabernes Selskab, Biologiske skrifter 1984, 24, 1-211.
Becker, C.J. (1948) Tørvegravning I ældre jernalder Nationalmuseets Arbejdsmark.
Christensen, C. & Fiedel, R. (2003) Tørvegravning i forhistorisk tid., pp. 85-99. Nationalmuseets Arbejdsmark,
Danmark.
Carlsen, VC. Geografisk Tidsskrift 1884. Et besøg i den store Vildmose.
Breuning-Madsen, H., (2010). Drænrørets indførelse og betydning i et landbrugs- og miljømæssigt
perspektiv. I: Det fremmede som historisk drivkraft: Danmark efter 1742, Det Kongelige Danske
Videnskabernes Selskab: København; sider 158-165.
Brian
Kronvang,
Søren Munch
Kristiansen,
Kirsten
Schelde,
Christen
Duus
Børgesen.
2013.
Udredningsprojekt vedrørende dræns betydning for afvanding - og de naturlige og menneskeskabte
faktorer som influerer på dræns virke som vand-afleder fra marker. DCE NOTAT.
Danmarks Statistik (2014). www.Statistikbanken.dk
Hansen, B. (1989). Sætning efter afvanding og drænsystemers funktionstid på organogenjord;
Hedeselskabet. 62 sider.
Hove, T.T (1983). Tørvegravning i Danmark. Fra Håndgravning til moseindustri. Herning, Poul Kristensens
forlag.
IPCC (2006) 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories, Prepared by the National
Greenhouse Gas Inventories Programme, Eggleston H.S., Buendia L., Miwa K., Ngara T. and Tanabe K. (eds).
Published: IGES, Japan.
Jensen, C:R. (1989). Dræning i jordbruget – kulturteknik III. DSR forlag. Det KOngelige Veterinær- og
Landbohøjskole. København.
Kristensen, M. K.: Vildmosearbejdet. Det Kgl. Danske Landhusholdningsselskab. København 1945.
Madsen, Henrik Breuning & al. (1992): “Atlas over Danmark - Den danske jordklassificering”, Det Kongelige
Danske Geografiske Selskab, København.
Mentz, A. (1910) De vigtigste typer af moser og enge i Danmark; Grundlag for forelæsninger på Asmild
Kloster Landbrugsskole. [The most important types of mires and meadows in Denmark]. Viborg:
Folkebladets Trykkeri. (in Danish).
12
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
290
291
292
293
294
295
296
297
298
299
300
301
Odgaard, B. V. 2006, Fra bondestenalder til nutid. i G Larsen & KS Jensen (red), Naturen i Danmark.
Geologien. 1 udg., bind 2, Gyldendal, København, Naturen i Danmark, s. 333-359.
Pedersen, E. F. (1978). Tørvelagets sammensynkning og mineralisering i Store Vildmose. Statens
Planteavlsforsøg 1425. beretning, 509-520.
Risager, Mette; Aaby, Bent; Greve, Mogens Humlekrog. Denmark. 2017. Mires and peatlands of Europe:
Status, distribution and conservation. red./Hans Joosten; Franziska Tanneberger; Asbjørn Moen. E.
Schweizerbart Science Publishers, 2017, s. 352-359.
Rothe C. 1844. Beretning om den i Aaret 1844, for Kongeriget indførte nye Skyldsætnings Væsen og
Historie. Kjøbenhavn 1844.
Thøgersen, F. (1942). Danmarks Moser. Beretninger om Hedeselskabets systematiske Eng- og
Moseundersøgelser.
Westh, T. C. (1909). Mosekulturen. Hedebogen. Viborg.
13
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
302
303
304
305
306
307
308
309
310
311
312
313
314
315
316
317
318
319
320
321
322
323
324
325
326
327
328
2 Kortlægning af kulstofrig jord
Mogens H. Greve, Mette Balslev Greve, Yi Peng, Birger Faurholt Pedersen, Anders Bjørn Møller, Institut for
Agroøkologi, Aarhus Universitet
Fagfællebedømt Søren Munch Kristiansen.
2.1
Beskrivelse af Tekstur 2014-kulstof – baggrund, resultat mv.
2.1.1 Udvidet metodebeskrivelse
På baggrund af de videnskabelige arbejder udført i forbindelse med udarbejdelse af et nyt teksturkort over
Danmark (Adhikari et al., 2013) og SINKS-kortlægningen af tørvejorderne (Greve et al., 2011) blev det
besluttet, at udarbejde et kort over danske jorders kulstofindhold (Tekstur 2014).
2.1.1.1 Metode
Til beregning af udbredelsen af jordens kulstofindhold er der anvendt regressions-kriging (RK). Dette er en
rumlig prædiktionsteknik, der i dette tilfælde kombinerer regression af kulstofindholdet med kriging af
residualerne. Metoden anvender punktmålinger af kulstofindholdet og en række miljøvariable
(eksempelvist parametre, der stammer fra en digital højdemodel (DEM), remote sensing samt tematiske
kort som f.eks. det geologiske jordartskort) til en regressionsanalyse. Regressionsanalysen giver et kort over
den deterministiske del af variationen i kulstofindholdet. Herefter anvendes der kriging-interpolation af
regressionsresidualerne (forskellen mellem den målte og den estimerede værdi). Det endelige kort
fremkommer som summen af regressionskortet og de krigede residualer.
2.1.1.2 Data
Punktdata:
Der er anvendt jorddata fra SINKS-kortlægningen, Den danske Jordklassificering og jordprofiler fra Den
Danske Jordprofildatabase (Adhikari et al., 2013). Der er anvendt 52.400 punkter fra topjorden. Der er
genereret landsdækkende kort over ler, silt, finsand, grovsand og humus i en rumlig opløsning på 30,4
meter.
Prædiktorer/miljøvariable:
Til prædiktion af Tekstur 2014 er brugt 17 landsdækkende miljøvariable, jf. Tabel 2.1.
14
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0015.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
329
330
Tabel 2.1 Oversigt over de anvendte miljøvariable som, hvis der ikke er en kilde opgivet, er data frit
tilgængelige GIS data i Danmark.
Variabel
Aspekt/retning
Datakilde/kort beskrivelse
DEM/retning af stejleste
hældningsgradient fra
nord
DEM/Potentiel solindstråling
beregnet med SAGA GIS
(Boehner and Antonic,
2009)
DEM/lidarproduceret
højdemodel
DEM/antal
opstrømsceller
DEM/dækker de varmere
zoner i forhold til hældning
(Bendix, 2004)
DEM/Identificerer
depositionsområder
(Gallant og Dowling, 2003)
DEM/mål for hvor vand
potentielt akkumulerer
(Boehner et al., 2002)
DEM/Maksimal
højdeforskel mellem
celler og naboceller
DEM/vertikal
afstand
vandløbsnetværk for
hver celle
til
Opløsning
30,4 m
Type
Kvantitative data
Gennemsnit
(range)
181,2
(0-360)
1269
(122-1707)
Direkte
solindstråling
(1 år)
Højde
Flow accumulation
Mid-slope position
30,4 m
Kvantitative data
30,4 m
30,4 m
30,4 m
Kvantitative data
Kvantitative data
Kvantitative data
31.21
(0-172)
61
(1-110908)
0,001
(0-1)
4,26
(2,22-10,90)
14,46
(6,9-19,1)
1,63
(0-90)
559,45
(0-10041,50)
7,53 (0-90)
3 klasser
MRVBF
30,4 m
Kvantitative data
Saga wetness index
30,4 m
Kvantitative data
Hældning
30,4 m
Kvantitative data
Vertikal afstand til
vandløbsnetværk
Daldybde
Central lavbund
30,4 m
Kvantitative data
DEM/dalens relative position
Lavbund, som på et
tidspunkt har været eller er
tørv
Udvidet
lavbund.
ADK
lavbund, FG7, tørveklasser
fra jordartskort
Geologisk kort
Kort over georegioner
Kort over landskabselementer
Corine arealanvendelseskort
FGJord
30,4 m
30,4 m
Kvantitative data
Kategoriske data
Lavbund
30,4 m
Kategoriske data
2 klasser
Geologi
Georegioner
Landskabs-
elementer
Arealanvendelse
Jordtyper
331
15
1:25.000
1:100.000
1:100.000
1:100.000
1:50.000
Kategoriske data
Kategoriske data
Kategoriske data
Kategoriske data
Kategoriske data
37 klasser
10 klasser
12 klasser
31 klasser
11 klasser
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0016.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
332
333
334
335
336
337
338
339
340
2.1.2 Udbredelsen af kulstofrige jorder
På baggrund af ovennævnte metode blev der udarbejdet et landsdækkende kort over danske jordes
kulstofindhold, Tekstur 2014 kortet figur 2.1. I tabel 2.2 ses arealdækningen af de fire kulstofklasser: <3 %, 3-
6 %, 6-12 % og >12 % kulstof. Tabellen viser både klassernes bruttoareal samt arealdækningen inden for
landbrugsarealet (defineret som arealer inden for markpolygoner, landmænd har anmeldt i Internet
Markkort (IMK) 2018). I tabel 2.3 er det gennemsnitlige kulstofindhold opgjort for alle landskabstyper
Tabel 2.2 Areal (tusind ha) i hver kulstofklasse, både totalt og inden for landbrugsarealet. I parentes ses %
af samlet areal. Skæringsværdierne mellem hver klasse indgår i det nedre af de to intervaller, som de
afgrænser.
<3 %
Samlet areal
af hver klasse
Areal af hver
klasse inden for
landbrugsarealet
2018
3.617
(85,4 %)
2.286 (86,0
%)
3-6 %
325
(7,7 %)
201
(7,6 %)
6-12 %
162 (3.8 %)
98. (3.7 %)
>12 %
129 (3.1 %)
73 (2.8)
I ALT
4.234
2.659
341
342
343
344
345
346
16
Figur 2.1 Fordelingen af topjordens (0 - 30 cm under terræn) kulstofindhold i Danmark. Opdelt i de fire
kulstofklasser: < 3 %, 3 - 6 %, 6 - 12 % og >12 % (alle i % vægt). Skæringsværdierne er i alle tilfælde inkluderet
i det nedre interval.
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0017.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
347
348
349
350
351
352
353
354
355
356
357
2.1.3 Vurdering af usikkerheder i kortets prædiktion af jordens kulstofindhold
Usikkerhed på kortet er beregnet ved anvendelse af bootstrapping. Bootstrapping er en ikke-parametrisk
tilgang til kvantificering af usikkerhed (Efron og Tibshirani 1993). Bootstrapping involverer gentagen
tilfældig sampling og udarbejdelse af kort. Ved at gentage processen med tilfældig sampling og
anvendelse af modellen, er vi i stand til at generere sandsynlighedsfordelinger af prædiktionerne fra hver
model ved hver pixel. Et robust estimat kan bestemmes ved at tage gennemsnittet af alle de simulerede
forudsigelser ved hver pixel. Ved at opnå sandsynlighedsfordelinger af resultaterne, er man også i stand til
at kvantificere usikkerheden ved modelleringen ved at beregne et forudsigelsesinterval med et specifikt
niveau af sikkerhed. Mens bootstrapping-fremgangsmåden er relativt ligetil, er der et krav om at generere
et stort antal kort. I dette projekt er der anvendt 100 gentagelser.
Det gennemsnitlige kort og variansen for prædiktionen fra disse 100 kort beregnes:
358
359
360
361
362
363
364
365
µ
er i dette tilfælde det gennemsnitlige prædiktionskort, og xi er det i-te bootstrap kort, n er antallet
af bootstrappinggentagelser (n = 100 i dette arbejde).
På figur 2.2 ses den landsdækkende kortlægning af usikkerhederne på kulstofestimaterne. I tabel
2.3 er usikkerhederne opgjort for alle landskabstyperne. Det er tydeligt, at usikkerhederne er størst i
lavbundsområderne, hvilket hænger sammen med den meget store rumlige variation i disse
områder.
17
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0018.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
366
367
368
369
370
Figur 2.2 Landsdækkende kort over usikkerhed på kulstofestimatet. De største usikkerheder er knyttet til
lavbundsområderne, specielt de meget kulstofholdige
Tabel 2.3 Gennemsnitlige indhold af kulstof og den gennemsnitlige fejl udtrykt ved standardafvigelsen
opgjort for landskabstyperne i Danmark.
Landskabstype
Klit
Littorina
Yoldia
Randmoræne
Moræne
Inddæmmet areal
Dødislandskab
Tunneldal
Smeltevandsslette
Bakkeø
Marsk
Grundfjeld
Lavbund
Gennemsnitligt
kulstofindhold
(%)
1,6
2,1
1,9
2,3
1,6
1,7
1,7
1,9
2,2
2,3
2,1
1,4
6,2
Standardafvigelse
(%)
0,19
0,21
0,20
0,22
0,18
0,19
0,19
0,21
0,22
0,22
0,22
0,17
0,41
18
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
371
372
373
374
375
376
377
378
379
380
381
2.2
kortlægning af sammenhængende kulstofrige arealer
I forbindelse med udtagning af lavbundsjorder, vil størrelsen af de kulstofrige jorder være et af flere
elementer i beslutningsprocessen om, hvilke der skal udtages først. Store sammenhængende
landbrugsjorder med højt kulstofindhold vil være attraktive at udtage. Vi har på baggrund af kulstofkortet
og IMK 2018 udvalgt de ti største arealer med sammenhængende kulstofrige jorder. Inden for disse er
landbrugsjorder og tørvejorde bestemt, se figur 2.3.
Som udgangspunkt er brugt Texture2014-kulstofkortet, og alle områder med mere end 6 % kulstof er valgt
ud til at finde store sammenhængende områder med højt kulstofindhold. Tekstur2014-kulstofkortet er et
rasterkort og der kan opstå små huller imellem cellerne, så områderne ikke er direkte sammenhængende.
Vi har derfor iterativt udvalgt de rasterceller med højt kulstofindhold, der ligger indenfor 100m af andre
celler med højt kulstofindhold til at være sammenhængende. I tabel 2.4 er områders størrelse angivet.
19
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0020.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
382
383
384
385
Figur 2.3 Viser de 10 største sammenhængende områder med kulstofrige jorde i Danmark
Størrelsen af hvert område fremgår af tabel 2.4, der endvidere viser landbrugsarealet af disse områder
både med mere end 6 % kulstof og med mere end 12 % kulstof.
20
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0021.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
386
387
Tabel 2.4 Størrelsen af de ti største sammenhængende kulstofrige områder i Danmark, deres opdyrknings-
% og hvor stor en andel af arealet der har >12 % kulstof
Område
Areal
≥6
% kulstof,
ha
Heraf
landbrugsareal,
ha
Pct
landbrugsareal
Heraf
landbrugsareal
≥12
% kulstof,
ha
1
Lille
Vildmose
2
Store
Vildmose
3
4
5
6
Nørreå
Åmose
Pindstrup
Stagsted-
Bolle-Try
Enge
7
8
Trend Å
Råbjerg-
Måstrup-
Tolshave
moser
9
10
Alling Å
Kogsbøl
Mose,
Sejersbæk
Kog
Sølsted
Mose
Sum, ha
61.047
30.588
20.667
og
2.644
2.419
1.313
1.856
49,7
76,7
770
653
29,1
27,0
3.548
2.962
1.925
1.579
54,3
53,3
1.281
912
36,1
30,8
10.026
3.905
3.756
3.659
4.106
2.224
2.259
2.540
41,0
57,0
60,1
69,4
3.087
1.809
1.445
1.064
30,8
46,3
38,5
29,1
10.051
4.936
49,1
3.714
37,0
18.077
7.850
43,4
5.932
32,8
Landbrugsareal
≥12
% kulstof
388
21
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0022.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
389
390
391
392
393
394
395
396
2.3
Lavbundsjordenes grundvandsstand og den fremtidige udvikling
2.3.1 Dybde til grundvandet i SINKS-boringerne
I forhold til udledning af drivhusgasser fra dyrkede tørvejorde, er det især dybden til grundvand, der er af
interesse, og her spiller jordens dræningstilstand en stor rolle. Denne er bestemt af dræningsdybde samt af
grøftning og vandstand i nærliggende vandløb. Årstid og observationsår er også vigtigt, da
grundvandsstanden har store naturlige fluktuationer, men på lavbundsjord også påvirkes kraftigt af
oppumpning af drænvand, hvilket mange steder især sker om foråret og sommeren.
Tabel 2.5 Gennemsnitlig dybde til grundvand i SINKS lavbundsprofiler målt i 2010 samt DKModellen
Kulstof (%C)
<3
3-6
6-12
12-24
>24
ialt
Antal observationer
SINKS
2.668
2.532
1.806
1.361
1.587
9.954
Grundvandsdybde (cm)
SINKS
91
80
74
68
57
DKModel 100 m
100-140
90-95
60-75
397
398
399
400
401
402
403
404
405
406
407
408
409
410
411
412
413
414
415
416
Grundvansdybden på lavbundjordene er beskrevet ud fra ca. 1.000 SINKS-lavbundboringer udført i 2010
og den aktuelle DKmodel. I SINKS-boringerne er grundvandsstanden vurderet ifm. prøvetagning af
jordprøver ned til ca. 1,3 m under terræn. DKmodellens grundvandsdybder er lavet ved et overlap mellem
kulstofkortet og DKmodellens grundvandsdybder.
Der er relativt stor forskel mellem estimaterne lavet ud fra de to metoder ved jorde med lavt kulstofindhold,
mens der er god overensstemmelse mellem metoderne for de deciderede tørvejorder. Årsgaen til dette er
usikker, men kan hænge sammen med, at grundvandstanden i tørvejorderne er mere stabil høj og muligvis
mere variabel i de kulstofrige jorder med 6-12 % kulstof.
2.4
Lavbundsjordernes dræning
Dræning af landbrugsjorder har i Danmark fundet sted i næsten 1.000 år. Mens man i de første århundreder
udelukkende drænede jorden med gravede grøfter, har den fremherskende metode i nyere tid været
nedgravede drænrør på højbund og en kombination af grøfter og drænrør på lavbundsjorder. I Danmark
blev de første drænrør nedgravet i 1848 (Breuning-Madsen, 2010). Dræningen tog dog først for alvor fart,
da det i 1859 blev lovligt at føre drænrør over anden mands ejendom (Risager et al. 2017). Samtidig blev
det tilladt, at føre drænvandet ud til søer og åer.
Dræningen med drænrør i Danmark fandt primært sted i to perioder (Olesen, 2009). I den første periode,
1860 – ca. 1900, var dræningen fokuseret på de lerede højbundsjorder i Østdanmark. Her har jorderne en
høj bonitet, og de kunne nemt afvandes gennem rørdræn. I den anden periode, ca. 1930 – 1970, var
dræning med rør derimod fokuseret i det vestlige Danmark og især på lavbundsjorder, se figur 2.6.
22
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0023.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
417
418
419
420
421
422
423
424
425
Figur 2.4 Dræningsintensitet siden 1850. Fra Olesen 2009.
2.4.1 Andel af grøftedrænet og rørlagt areal
Dræning med rør eller grøfter er udbredt på lavbundsjorder i Danmark, da de ellers kun i begrænset omfang
kan bruges til landbrug. I dette afsnit vil vi undersøge udbredelsen af dræning på lavbund, og placeringen
af drænede lavbundsjorder.
Møller et al. (2018) udarbejdede et kort over rørdræning på landbrugsjorder i Danmark, både for højbund
og lavbund. Figur 2.7 viser kortets angivelser af dræning for lavbundsjorder. Som det ses, ligger de
rørdrænede lavbundsjorder fortrinsvist i Østdanmark, på indvundne arealer, i marsken og i områder med
23
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0024.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
426
427
428
morænejorder i Nordjylland. De fleste lavbundsjorder i Vestjylland er ikke rørdrænede, og på
Littorinafladerne findes der både rørdrænede og ikke rørdrænede jorder.
429
430
431
432
433
434
Figur 2.5 Rærdræning af lavbundsjorder ifølge Møller et al. (2018)
Drænkortet har en overordnet nøjagtighed på 79 %, baseret på 247 uafhængige observationer (Tabel 2.6).
Nøjagtigheden for de fleste lavbundsjorder er enten tilsvarende eller højere, men for tørvejorder (>12 %
kulstof) er nøjagtigheden lav (57 %). Dette skyldes primært, at drænkortet udelukkende redegør for
rørdræning, hvorimod tørvejorder ofte er drænet både med rør og grøfter.
24
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0025.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
435
436
Tabel 2.6 Observerede og kortlagte drænprocenter samt nøjagtigheden af drænkortet for henholdsvis
højbundsjorder, lavbund, centrale lavbundsområder og tørvejorder
Drænprocent
Klasse
Højbund
Al lavbund
Lavbund
Central lavbund
Tørvejorder (> 12
% kulstof)
I alt
Observationer
211
36
21
8
7
247
Observeret
54
56
62
38
57
54
Kortlagt
58
47
48
50
43
56
Nøjagtighed (%)
79
81
86
88
57
79
437
438
439
440
441
442
443
444
445
446
447
448
449
450
For at give et mere dækkende billede af dræntilstanden på tørvejorde udførte vi endnu en analyse, baseret
på afstanden til vandløb, da der ikke findes data, der skelner mellem grøfter og andre vandløb. Vi antog
først, at tørvejorde uden for landbrugsarealet (IMK) ikke var drænede, da eventuelle drænsystemer på disse
jorde sandsynligvis ikke vedligeholdes og dermed ikke er effektive. For dyrkede tørvejorder antog vi, at jord
indenfor 7,5 m fra vandløb var grøftedrænede, da Dansk Markdræningsguide anbefaler en drænafstand
på 14 – 16 m på tørvejorder (Nielsen, 2015). Vi antog herudover, at dyrkede tørvejorder mindre end 50 m
fra et vandløb var drænet ved en kombination af rør og grøfter, imens de øvrige dyrkede tørvejorder med
mere end 50 meter mellem grøfterne var rørdrænede.
De fleste tørvejorder er drænet ved en kombination af grøfter og rør (36 %; Tabel 2.7), imens en mindre del
udelukkende er drænet med rør (27 %). Omkring en tredjedel (32 %) af tørvejorderne ligger uden for
landbrugsarealet og er sandsynligvis ikke drænede. De rent grøftedrænede tørvejorder udgør kun en lille
del af arealet (5 %).
Tabel 2.7 Arealet af rør- og grøftedrænede tørvejorder, samt kriteriet for hver klasse.
Klasse
Grøftedrænet
Rør- og grøftedrænet
Rørdrænet
Ikke drænet
Ialt
Kriterium
Landbrug; ≤7,5 m fra vandløb
Landbrug; ≤50 m fra vandløb
Landbrug; >50 m fra vandløb
Ikke landbrug
Areal (ha)
5.321
38.098
28.920
34.423
106.762
%
5
36
27
32
451
452
453
454
455
456
Tørvejorder drænet med en kombination af rør og grøfter ligger især i Vest- og Nordjylland, hvorimod
tørvejorderne i Østdanmark fortrinsvist enten er rørdrænede eller uden dræning (Figur 2.6 Rør- og
grøftedræning af tørvejord i Danmark. Tørvejord uden for landbrugsarealet antages ikke drænede.
Grøftedrænede tørvejorder er defineret ved at ligge indenfor 7,5 m af et vandløb, imens jorder indenfor 50
m fra et vandløb antages drænet ved kombineret rør- og grøftedræning, se detalje på figur 2.7).
25
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0026.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
457
458
459
460
461
462
463
464
Figur 2.6 Rør- og grøftedræning af tørvejord i Danmark. Tørvejord uden for landbrugsarealet antages ikke
drænede. Grøftedrænede tørvejorder er defineret ved at ligge indenfor 7,5 m af et vandløb, imens jorder
indenfor 50 m fra et vandløb antages drænet ved kombineret rør- og grøftedræning
På nærmere hold ses det, at det især er tørvejorderne i ådalene, som er drænet med en kombination af rør
og grøfter, hvorimod tørvejorderne uden for ådalene fortrinsvist er drænet med rør (Figur 2.7 Rør- og
grøftedræning af tørvejorder i og omkring Skalsådalen i Vesthimmerland. 2.7).
26
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0027.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
465
466
467
468
469
470
471
472
473
474
475
476
477
478
479
480
481
Figur 2.7 Rør- og grøftedræning af tørvejorder i og omkring Skalsådalen i Vesthimmerland.
2.5
Udvikling i arealet med kulstofrige lavbundsjorder fra 2010 frem mod 2050
Til vurdering af det fremtidige tørveareal findes en undersøgelse fra 2014 (Greve et al. 2014), som ud fra
prøverne indsamlet i SINKS lavbund fra 2010 og historiske jordprøver indsamlet tilbage fra Den Danske
Jordklassificering i midten af 1970’erne, laver et estimat af ændringer i tørveudbredelsen (>12 % kulstof).
Prøverne stammer fra fire kortlægninger (se tabel 2.8) som blev bearbejdet, så de kunne anvendes til
kortlægning af tørveudbredelsen i 1975 og 2010. Udgangspunktet for denne bearbejdning var, at hvis det
på et tidspunkt efter 1975 var fundet tørv i en jordprøve var den også tørv i 1975. Hvis der i historiske
jordprøver var fundet mere end 55 cm, blev den i 2010 stadig betragtet som tørv; hvis der var mindre end
55 cm, var det usikkert, om der var tørv i 2010, og prøven blev ikke medtaget i 2010-analysen. (se tabel 2.9)
Analysen viste, at tørvejordernes udbredelse inden for landbrugsarealet faldt fra ca. 107.000 ha i 1975 til
ca. 73.500 ha i 2010, altså et fald på 33.500 ha. over en periode på 35 år. Det svarer til et fald på ca. 1,1 %
pr år (eller 1.060 ha om året frem til 2010). For at anslå den nuværende tørveudbredelse og
tørveudbredelsen i 2050 har vi anslået, at tørveudbredelsen vedbliver at falde med 1,1 %. pr. år frem til
henholdsvis 2020 og 2050 (se tabel 2.9), så længe der er drænet. Dette scenarium tager ikke hensyn til den
forventede stigende grundvandsstand (som dog modvirkes at effektiv dræning på landbrugsjord), eller de
27
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0028.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
482
483
484
485
486
487
488
kommende udtagninger af lavbundsjord. I artiklen (Greve et al. 2014) forholdt vi os ikke til de jorder med
6-12 % kulstof. Vi vil dog forvente, at dette areal falder på tilsvarende måde, så længe det er effektivt
drænet.
Estimaterne er forbundet med nogen usikkerhed, når SINKS-genbesøgsprojektet gennemføres, vil vi have
et lang bedre estimat i 2023.
Tabel 2.8 Antal jordprøver anvendt til at beregne tørveudbredelsen i hhv. 1975 og i 2010. Historiske
databeskrivelser fra Madsen et al. 1992.
Mineralsk lavbund (≤12 %
kulstof)
1975
2010
—
6.907
5.432
6.385
Tørvejorder (>12% kulstof)
1975
2.844
1.092
2010
2.844
139
Kortlægning
Jordklassificeringen
Okker
klassifikationen
(ref.)
JUPITER
SINKS
lavbund
2010
total
489
490
491
9.751
6.524
98.122
18.171
42.568
2.419
17.888
25.739
1.790
17.103
32.185
5.703
283
9.922
6.332
1.068
10.383
Tabel 2.9 viser udbredelsen af lavbund, mose, tørvejorder samt kulstofrige lavbundsjorder på forskellige
tidspunkter
Temakort
Udvidet lavbund
Moseudbredelsen, 1942 (Thøgersen, 1942)
Tørveudbredelsen 1975
Tørveudbredelsen 1975 (landbrugsjord, 2006)
Tørveudbredelsen 2010
Tørveudbredelse 2010 (landbrugsjord, 2018)
Tørveudbredelse 2020 (landbrugsjord, 2018)
Tørveudbredelse 2050 (landbrugsjord, 2018)
Udbredelse i ha
891.000
130.800
178.300
118.200
107.000
73.500
65.000
47.000
492
28
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0029.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
493
494
495
496
497
498
499
500
501
502
503
504
505
506
2.6
Arealanvendelse.
på
lavbundsjorderne
kan
opgøres
ud
fra
en
overlapsanalyse
mellem
2.6.1 Arealanvendelse inden for landbrugsarealet
Arealanvendelsen
markpolygontemaet fra IMK2018 og ”Tekstur 2014 kulstof”-kortet. Fra IMK2018 kendes afgrøderne på alle
anmeldte marker i 2018 og fra Tekstur 2014 kulstofkortet kendes kulstofindholdet. Afgrøderne er fordelt på
en hel række afgrødekoder, som efterfølgende med udgangspunkt i den seneste afgrødeliste fra LBST
gældende for 2018
1
er grupperet i afgrødegrupperne: permanent græs, omdrift og øvrige afgrøder.
Fra overlapsanalysen fås en oversigt over de ansøgte afgrødearealer per afgrødekode fordelt på de to
kategorier med mest kulstof, kategorierne 6-12 % C og >12 % C. Fordelingen af afgrødekoderne på de
enkelte afgrødegrupper er vist i bilag 1. Fra overlapsanalysen er landbrugsarealet opgjort for hhv. arealer
i omdrift og med permanent græs (samt øvrige afgrøder) på kulstofrige jorder. Fordeling på de enkelte
afgrødegrupper findes i bilag 1. Den summerede fordeling er vist i tabel 2.10 og 2.11.
Tabel 2.10 Total brutto kulstofrige landbrugsarealer med hhv. >6-12 % og >12 % organisk kulstof for hele
kortlægningsområdet. 2018 data.
Arealer i ha
Brutto kulstofrige jorder med ansøgte landbrugsafgrøder 2018
6-12 %
97.743
>12 %
73.264
I alt
171.007
507
508
509
Tabel 2.11 Total brutto kulstofrige landbrugsarealer med hhv. 6-12 % og >12 % organisk kulstof for hele
kortlægningsområdet fordelt på arealanvendelse. Data fra 2018.
Arealer i ha
Permanent græs
Omdrift
Øvrige afgrøder
Brutto kulstofrige jorder med ansøgte landbrugsafgrøder 2018
6-12 %
20.244
66.973
10.525
97.743
>12 %
21.592
39.318
12.354
73.264
I alt
41.836
106.292
22.880
171.007
510
511
512
513
514
2.6.2 Arealanvendelse uden for landbrugsarealet
Til klassificering af arealanvendelsen er Basemap03 for 2018
2
benyttet. For at kunne identificere arealet
uden for landbrugsarealet benyttes Markkortet (IMK) 2018.
Basemap reklassificeres til syv arealanvendelsesklasser (tabel 2.12).
Til formålet er anvendt den seneste afgrødekodeliste fra LBST, hentet fra
https://lbst.dk/tilskud-
selvbetjening/kom-i-gang-med-selvbetjening/tast-selv-service/koder-til-faellesskemaet/.
2
BASEMAP03 Technical documentation of the method for elaboration of a land-use and land-cover map
for Denmark, Teknisk rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, nr. 159, 2019
https://dce2.au.dk/pub/TR159.pdf
29
1
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0030.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
515
Tabel 2.12 viser Basemap reklassificeringen
Kode
1
2
3
4
5
6
9
Områdetype
Befæstet
Tør natur og landbrug
Våd natur
Skov
Vand
Hav
Ikke klassificeret
516
517
518
519
520
Arealanvendelsen på de kulstofrige jorder (>6 % kulstof) uden for landbrugsarealet i 2018 (tabel 2.13).
Tabel 2.13 Viser arealanvendelsen af kulstofrige jord (>x % org. C) uden for landbrugsarealet. Arealer som
er hhv. Befæstet, vand og hav er betegnet Befestet
Kode
Arealanvendelse
1
Befæstet
2
Tør natur
3
Våd natur
4
Skov
5
Vand
6
Hav
9
Ikke klassificeret
I alt kulstofrige jorder uden for
landbrugsarealet
521
522
523
524
525
526
527
528
529
Areal (ha)
14.611
12.664
54.140
22.219
16.051
57
0
119.743
2.7
Perspektivering til andre landes kortlægning
Fordelingen af tørvejorder i Europa er opgjort ud fra de forskellige landes europæiske jorddatabaser.
Datakilderne er 1: 1.000.000 europæisk jorddatabase (v1.0) (Panagos, P, 2006). Tabel 2.14 viser fordeling
af tørvejord i de europæiske lande. Resultaterne afslører en stærk nordlig bias, idet organisk rige jorde især
findes i tempererede og koldere klimaer også i Europa. Næsten en tredjedel af den europæiske
tørveressource er i Finland, og mere end en fjerdedel er i Sverige. Resten er i Polen, Storbritannien, Norge,
Tyskland, Irland, Estland, Letland, Holland og Frankrig. Små områder med tørv forekommer i Litauen,
Ungarn,
Danmark
og
Tjekkiet.
Resultaterne
er
relevante
for
planlægningen
af
effektive
jordbeskyttelsesforanstaltninger på europæisk niveau.
30
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0031.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
530
Tabel 2.14 viser det tørvedækkede areal i de europæiske lande.
Land
Tørvearealet I de europæiske lande ud fra den
Europæiske jordbundsdatabase
km
2
44
276
240
170
53
41
687
1.091
9.353
201
88.908
3.157
0
15.276
554
2.738
11.392
292
7.385
0
2.433
3
0
0
5.392
18.685
29.720
271
95
35
78
360
65.859
183
26.519
110
%
0,2
0,3
0,8
0,3
0,5
0,1
0,9
2,6
21,7
15,0
29,5
0,6
0,0
4,3
0,4
3,0
16,5
0,1
11,7
0,0
3,8
0,1
0,0
0,0
15,6
6,0
9,7
0,3
0,0
0,1
0,4
0,1
15,6
0,5
10,9
0,1
Albanien
Østrig
Belgien
Bosnien-Hercegov
Bulgarien
Kroatien
Tjekkiet
Danmark
Estland
Færøerne
Finland
Frankrig
FYROM
Tyskland
Grækenland
Ungarn
Irland
Italien
Letland
Lichtenstein
Litauen
Luxembourg
Malta
Monaco
Holland
Norge
Polen
Portugal
Rumænien
Slovakiet
Slovenien
Spanien
Sverige
Schweiz
Storbrittanien
Jugoslavien
531
31
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0032.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
532
533
534
535
536
537
538
539
540
541
542
543
544
545
546
547
548
549
550
551
552
553
554
555
556
557
558
559
560
561
562
2.8
Referencer
3-D
Mapping
of
Soil
Texture
in
Denmark.
Soil
Sci.
Soc.
Am.
J
77,
Adhikari K, Bou Kheir R, Greve MB, Bøcher PK, Malone BP, Minasny B, McBratney AB and Greve MH, 2013.
High-Resolution
doi:10.2136/sssaj2012.0275.
BASEMAP03 Technical documentation of the method for elaboration of a land-use and land-cover map
for Denmark, Teknisk rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, nr. 159, 2019
https://dce2.au.dk/pub/TR159.pdf
Bendix, J. 2004. Geländeklimatologie. Gebrüder Borntraeger, Berlin
Boehner, J., and O. Antonic. 2009. Land surface parameters speci฀ to topo-climatology. In: T. Hengl and
c
H.I. Reuter, editors, Geomorphometry: Concepts, software, applications. Elsevier, New York . p. 195–226.
Boehner, J., R. Koethe, O. Conrad, J. Gross, A. Ringeler, and T. Selige. 2002. Soil regionalization by means of
terrain analysis and process parameterization. In: E. Micheli, F. Nachtergaele, and L. Montanarella, editors,
Soil Classifiation 2001. Eur. Soil Bur., Res. Rep. No. 7, EUR 20398 EN, Luxembourg. p. 213–222.
Breuning-Madsen, H. (2010). Drænrørets indførselse og betydning i etlandbrugs- og miljømæssigt
perspektiv. Det fremmede som historisk drivkraft: Danmark efter 1742. København, Det Kongelige Danske
videnskabernes Selskab: 158-165.
Efron, B., Tibshirani, R. 1993. An introduction to the bootstrap. Chapman and Hall, London. Viscarra Rossel
RA, Chen C, Grundy MJ, Searle R, Clifford D, Campbell PH (2015) The Australian three-dimensional soil grid:
Australia’s contribution to the globalsoilmap project. Soil Res 53:845–864
Gallant, J.C., and T.I. Dowling. 2003. A multi-resolution index of valley bottom flatness for mapping
depositional areas. Water Resour. Res. 39(12):1347–1359. doi:10.1029/2002WR001426
Greve, M.H., Greve M.B, Christensen, O.F., Bou-Kheir, R. 2011. Mapping of the organogenic soils on
agricultural land. Final report, SINKs (DP6).
Greve, M.H.; Christensen, O.F.; Greve, M.B.; Kheir, R.B. 2014. Change in Peat Coverage in Danish Cultivated
Soils During the Past 35 Years, Soil Science: May 2014 - Volume 179 - Issue 5 - p 250–257 doi:
10.1097/SS.0000000000000066
Madsen H. B., A. H. Nørr, and K. A. Holst. 1992. The Danish Soil Classification. Atlas over Denmark I,3. The
Royal Danish Geographical Society, Copenhagen.
Møller, A. B., Børgesen, C. D., Bach, E. O., Iversen, B. V., and Moeslund, B., 2018, Kortlægning af
drænede arealer i Danmark. Report 135: Danish Centre for Food and Agriculture. Aarhus
University.
32
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
563
564
565
566
567
568
569
570
571
572
Møller, A. B., Børgesen, C. D., Bach, E. O., Iversen, B. V., and Moeslund, B., 2018, Kortlægning af
drænede arealer i Danmark. Report 135: Danish Centre for Food and Agriculture. Aarhus
University.
Nielsen, J. A., 2015, Dansk Markdræningsguide, SEGES, 49 p.:
Olesen SE. 2009. Kortlægning af potentielt dræningsbehov på landbrugsarealer opdelt efter
landskabselement, geolog, jordklasse, geologisk region samt høj/lavbund. (2009). Intern rapport fra Det
Jordbrugsvidenskabelige Fakultet
Panagos Panos. The European soil database (2006) GEO: connexion, 5 (7), pp. 32-33.
Tøgersen, F. (1942). Danmarks Moser. Beretninger om Hedeselskabets systematiske Eng- og
Moseundersøgelser.
33
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
573
574
575
576
577
578
579
580
581
582
583
584
585
586
587
588
589
590
591
592
593
594
595
596
597
598
599
600
601
602
603
604
605
606
607
608
3 Drivhusgasemissioner fra kulstofrig jord
Lars Elsgaard, Institut for Agroøkologi, Aarhus Universitet, Steen Gyldenkærne Institut for Miljøvidenskab,
Aarhus Universitet, fagfællebedømer: Poul Erik Lærke og Ole-Kenneth Nielsen
Kulstofrige jorde er kilde til gasformige tab til atmosfæren af drivhusgasserne kuldioxid (CO
2
), metan (CH
4
)
og lattergas (N
2
O). Gassene dannes og frigives, når mikroorganismer (svampe, bakterier og arkæer)
nedbryder jordens indhold af organiske kulstof (OC) forbindelser. Det betyder, at tabet af drivhusgasser
styres af faktorer, der regulerer de mikrobielle livsprocesser (Conrad, 1996). I den forbindelse skelnes
mellem aerobe og anaerobe processer, der foregår henholdsvis med og uden tilstedeværelse ilt (O
2
). Når
der er ilt til stede, anvender aerobe mikroorganismer ilten som elektron acceptor til at oxidere organisk
kulstof, så der dannes CO
2
som slutprodukt. Når der ikke er ilt til stede, anvender anaerobe mikroorganismer
andre elektron acceptorer, så som CO
2
og nitrat (NO
3-
), hvorved der kan dannes CH
4
og N
2
O. Disse to
drivhusgasser er henholdsvis 25 (CH
4
) og 298 (N
2
O) gange stærkere end CO
2
set på en 100–års tidsskala
jf. IPCCs fjerde opgørelsesrapport (Forster et al., 2007). Disse omregningsfaktorer anvendes i den danske
emissionsopgørelse (Nielsen et al., 2020). Metan kan ligeledes dannes ved anaerobe fermentative
processer, hvor det organiske kulstof omsættes uden brug af eksterne elektron acceptorer. Forskellen
mellem aerobe og anaerobe mikrobielle processer betyder, at tilgængeligheden af ilt er en afgørende
faktor for dannelse og frigivelse af drivhusgasser fra organiske jorder, både kvalitativt og kvantitativt.
Aerobe forhold optræder, når jorden ikke er vandmættet, idet atmosfærisk ilt diffunderer ca. 10.000 gange
hurtigere i luftfyldte end i vandfyldte hulrum i jorden. Jordens vandmætning har dermed en stor betydning
for iltforholdene og dermed for balancen mellem aerob og anaerob omsætning. Under både aerobe og
anaerobe forhold gælder dog, at den mikrobielle aktivitet, der danner drivhusgasserne, også afhænger af
andre miljøfaktorer, så som jordens pH, temperatur og næringsstofstatus. Disse sammenhænge betyder, at
der for specifikke lokaliteter typisk findes en god relation mellem jordens vandmætning og emissionen af
drivhusgasser, hvorimod denne relation ikke er så tydelig på tværs af lokaliteter (Tiemeyer et al., 2016).
3.1
Kuldioxid
Den største emission af CO
2
fra kulstofrige jorder skyldes mikrobiel nedbrydning af det organiske stof under
aerobe forhold (Bader et al., 2018). Disse forhold optræder i drænede jorder, hvor tilgængeligheden af ilt
er høj, hvorved omsætningen af organisk stof primært sker ved aerobe processer, der frigiver det nedbrudte
kulstof som CO
2
. Den kvantitative betydning af miljømæssige faktorer på CO
2
emissionen er ikke
velundersøgt under danske forhold. Studier af tyske kulstofrige jorder under græs viser, at tilgængeligheden
af fritlagt kvælstof (N) i det luftfyldte jordvolumen kan være en vigtig faktor for CO
2
emissionen, hvorimod
tilgængeligheden af fritlagt organisk kulstof ikke havde samme betydning (Tiemeyer et al., 2016). Ligeledes
viser tyske studier, at emissionen af drivhusgasser fra organiske jorder med relativt lavt indhold af kulstof
kan være lige så stor som emissionen fra jorder med højt indhold af organisk kulstof. Eickenscheidt et al.
(2015) undersøgte den årlige emission af drivhusgasser fra jorder med 9,4-10,9 % organisk kulstof og 16,1-
17,2 % organisk kulstof, hvor der på begge jordtyper indgik driftsformer med årlig omdrift og permanent
34
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
609
610
611
612
613
614
615
616
617
618
619
620
621
622
623
624
625
626
627
628
629
630
631
græs. Undersøgelsen viste, at den samlede emission fra de kulstofrige jorder ikke var styret af indholdet af
kulstof. Tilsvarende fandt Tiemeyer et al. (2016) i en tværgående analyse af drænede tyske jorder under
permanent græs, at kulstofrige jorder med ned til 5 % organisk kulstof havde lige så stor emission af
drivhusgasser som tørvejorder med mere end 18 % organisk kulstof. Dette knytter sig til den ovenstående
forståelsesramme, hvor jordens vandindhold (og dermed iltforsyningen), i højere grad end kulstof
koncentrationen, er styrende for de mikrobielle processer, der betinger emissionen af drivhusgasser (Aerts
and Ludwig, 1997; Karki et al., 2016). Der findes endnu ingen empiriske data, der belyser sammenhængen
mellem jordens indhold af organisk kulstof og emissionen af drivhusgasser under danske forhold.
De eksisterende målinger af CO
2
emission fra danske kulstofrige jorder er udført i enkelte år og primært for
dybt drænede arealer med højt indhold af organisk kulstof; her defineret som jorder med mere end 12 %
organisk kulstof (Pedersen, 1978; Elsgaard et al., 2012; Kandel et al., 2018). I 2008-2009 blev der
gennemført et måleprogram for drivhusgasemission fra dyrkede kulstofrige jorder, hvor der indgik fem
lokaliteter i omdrift og tre lokaliteter med permanent græs, alle med mere 12 % organisk kulstof (Petersen
et al., 2011, 2012; Elsgaard et al., 2012). Resultaterne af dette studie viste et årligt tab på 30,8 ± 3,7 ton CO
2
ha
-1
for arealer med permanent græs (n = 3) og et kulstof tab på 42,1 ± 7,3 ton CO
2
ha
-1
(n = 5) for arealer
i omdrift (data angivet som gennemsnit ± standardfejl), omend der ikke var statistisk signifikant forskel på
tabet fra de to driftsformer (Elsgaard et al., 2012). Senere danske data er primært baseret på enkeltstående
studier fra dyrkede arealer i Store Vildmose og kulstofrige jorder i Nørreådalen. En sammenstilling af disse
resultater (Tabel 3.1) indikerer, at resultaterne målt i 2008-2009 (Elsgaard et al., 2012) ligger i den øvre ende
af det fremkomne interval. Ved sammenligning mellem lokaliteter og år skal det dog bemærkes, at år-til-
år variationen i emissionen af CO
2
fra dyrkede kulstofrige jorder er betydelig (Jacobs et al., 2007; Marcolla
et al., 2011; Elsgaard et al., 2012), og omfanget af denne variation er ikke empirisk dokumenteret under
danske forhold.
35
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0036.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
632
633
634
635
636
Tabel 3.1 Målte netto økosystemkulstofbalancer (net ecosystem C balance - NECB), dvs. jordens tab af
organisk kulstof, for danske kulstofrige jorde i omdrift (’Cropland’) og under permanent græs (’Grassland’).
Kilde: Annex 2 i Notat til Miljø- og Fødevareministeriet, Departementet: Afdækning af usikkerheder ved
brug af LULUCF kreditter (Gyldenkærne et al., 2017). Tabet af organisk C kan omregnes til CO
2
ækvivalenter ved at gange med en faktor på 3,67. r
637
638
639
640
641
642
643
644
645
646
647
648
649
3.2
Metan
Niveauet af metanemission fra kulstofrige jorde er stærkt knyttet til iltforholdene, idet metan dannes af
strengt anaerobe mikroorganismer, der hæmmes ved tilstedeværelse af ilt. Det betyder i praksis, at metan
dannes i vandmættede jordlag under drændybden på kulstofrige jorder, der indgår i landbrugsmæssig
drift. Dannelsen af metan i dybere jordlag medfører dog ikke nødvendigvis, at der afgives metan til
atmosfæren. Dette afhænger af, hvordan metanen transporteres fra de dybere jordlag og op til overfladen.
Sker det ved diffusion gennem et umættet og iltet jordlag, vil størstedelen af metanen blive oxideret til CO
2
af specialiserede bakterier (metanotrofer) hvis energimetabolisme er baseret på følgende proces:
CH
4
+ O
2
CO
2
+ 2H
2
O
Dette begrænser ikke tabet af kulstof fra jorden, men giver en mindre klimabelastning, da metan er en
stærkere drivhusgas end CO
2
. Empiriske målinger af metanemission fra danske og internationale
kulstofrige jorder viser samstemmende, at udslippet af metan fra jordoverfladen er minimalt, så længe der
36
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0037.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
650
651
652
653
findes et aerobt øvre jordlag på omkring 20-25 cm’s tykkelse eller mere. Men stiger vandstanden, så de
øverste 25 cm er helt eller delvist bliver anaerobe, er der risiko for et stigende udslip af metan (Fig. 3.1),
særligt på næringsrige jorde med let omsætteligt organisk kulstof (Zak et al., 2015, 2018).
654
655
656
657
658
659
660
661
662
663
664
665
666
667
668
669
670
671
Figur 3.1 Kredsløb og transport af metan og CO
2
i kulstofrige jorder. Metan kan tabes til atmosfæren ved
enten diffusion, ebullition (bobledannelse) eller transport gennem aerenkym (’luftvæv’) i sumpplanter som
fx lysesiv. Ilt kan tilsvarende transporteres fra atmosfæren til dybere jordlag gennem planternes aerenkym
(ikke vist). Fra Nielsen et al. (2011).
Udslip af metan fra drænede jorder kan faciliteres af den vegetation, der vokser på arealerne. Nogle
planter, der trives under fugtige jordbundsforhold, indeholder lufttransporterende væv (aerenkym), der dels
skaffer ilt til rødderne, men også tillader, at metan fra dybere lag i jorden kan transporteres gennem planten
og slippe ud i atmosfæren. Herved forhindres, at metanen bliver oxideret af metan-oxiderende bakterier i
den øvre aerobe zone af jorden. Eksempler på sådan vegetation, der naturligt breder sig på fugtige
lavbundsarealer, er lysesiv (
Juncus effusus
L.). Petersen et al. (2011) fandt i et studie på drænede
landbrugsarealer, at målefelter på to forskellige græsarealer havde en markant udledning af metan over
hele året, hvilket var sammenfaldende med forekomsten af lysesiv. Nielsen et al. (2011) viste, at metan kan
diffundere ind i planten gennem de yderste 2-3 cm af rodspidsen, eller gennem siderødderne, og herefter
transporteres via aerenkymet til atmosfæren. Som en modsatrettet mekanisme kan den ilt, som planterne
transporterer til rødderne, i en vis grad bidrage til oxidation af metan i dybe jordlag. Den relative betydning
af transport af metan og ilt i planterne varierer både i tid og rum, og den resulterende effekt er kompleks at
afdække. Dette gælder også for effekten af andre sumpplanter med intern gastransport af ilt og metan.
37
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0038.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
672
673
674
675
676
677
678
679
680
681
682
683
684
685
686
687
688
689
690
691
692
Udledning af metan til atmosfæren efter vådlægning af drænede kulstofrige jorder er kun sporadisk
undersøgt under danske forhold og ofte kun i et enkelt eller få år efter vådlægning (Audet et al., 2013,
Kandel et al., 2019; 2020). De gennemførte studier viser, at der umiddelbart efter vådlægning kan være en
betydelig metan-udledning. Kandel et al. (2020) målte emission af metan fra plots på en kulstofrig jord
dyrket med rørgræs
(Phalaris arundinacea
L.), hvor vandstanden kunstigt var hævet til henholdsvis 1, 3 og
9 cm under jordoverfladen (Fig. 3.2). Målinger over to år viste et tab af metan svarende til 82-116 g CH
4
m
-
2
år
-1
(svarende til 21-29 ton
CO
2
-ækv
ha
-1
år
-1
) ved vandstand på 1 cm; 35-69 g CH
4
m
-2
år
-1
(svarende til
9-17 ton
CO
2
-ækv
ha
-1
år
-1
) ved vandstand på 3 cm under jordoverfladen; og 3-9 g CH
4
m
-2
år
-1
(svarende
til 0,8-2,3 ton
CO
2
-ækv
ha
-1
år
-1
) ved vandstand på 9 cm. Altså en betydelig effekt i form af stigende
metanemission ved stigende grundvandsstand. IPCC (IPCC, 2014), som danner baggrund for de danske
emissionsopgørelser for CH
4
(Nielsen et al., 2020) har på baggrund af 37 steder i tempererede områder
fundet en gennemsnitlig CH
4
emission på 7,2 ton
CO
2
-ækv
ha
-1
år
-
1 (95 % konfidensinterval 0-28,5 ton
CO
2
-
ækv
ha
-1
år
-1
). Der mangler dog grundlæggende danske studier, der kan generalisere effekten af
vådlægning og management på udledningen af metan, særlig med hensyn til hvilken ligevægt, der kan
forventes at indstille sig flere år efter vådlægning. Blandt andet kan den forudgående drift være en styrende
faktor for metan emission fra reetablerede kulstofrige jorde, således at tidligere landbrugsjorder med højt
næringsstof indhold kan have en høj metan emission. På nuværende tidspunkt er der også kun lidt viden
om management muligheder, der kan udføres i praksis for at begrænse udslippet af metan efter
vådlægning, men forsøg har vist, at det kan være vigtigt at fjerne nogle af jordens nærringstoffer enten ved
høst af biomasse eller fjernelse af topjord (Zak et al., 2015, 2018).
693
38
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
694
695
696
697
698
699
700
701
702
703
704
705
706
707
708
709
710
711
712
713
714
715
716
717
718
719
720
721
722
723
724
725
726
727
728
729
Figur 3.2 Tab af metan målt gennem to år på en organisk lavbundsjord dyrket med rørgræs, hvor
vandstanden (årlig middel) var hævet til henholdsvis 1, 3 og 9 cm under jordoverfladen (betegnet som
henholdsvis ’Flooded’, ’Semi-flooded’ og ’Control’). Fra Kandel et al. (2020).
3.3
Lattergas
Lattergas dannes af mikrobielle eller koblede mikrobielle og kemiske processer i kvælstofkredsløbet. De
primære og bedst undersøgte kilder til lattergas er mikrobiel nitrifikation, hvor ammoniak (NH
3
) omdannes
til nitrat, og denitrifikation, hvor nitrat omdannes til gasformige N forbindelser, herunder lattergas og frit
kvælstof (N
2
). Udledningen af lattergas bestemmes af et samspil mellem de biologiske processer og
jordbundsmiljøet, hvor især dræningstilstand, kvælstoftilgængelighed og pH har betydning. De to
processer, nitrifikation og denitrifikation, kræver henholdsvis aerobe og anaerobe forhold, hvilket betyder,
at jordens dræningstilstand og dermed iltforholdene er afgørende for dannelsen og emissionen af lattergas.
I drænede jorder sker der en fortløbende nedbrydning af de organiske bestanddele, der både indeholder
C og N. Herved frigives såvel CO
2
og ammoniak (NH
3
), der er i pH afhængig ligevægt med ammonium
(NH
4+
). Tørvens mineraliseringsrate er derfor en af de styrende faktorer for tilgængeligheden af N. En anden
vigtig faktor er tilførsel af mineralsk eller organisk gødning, der indeholder N som næringsstof for
plantevækst. Omsætningen af ammonium til nitrat, der sker under aerobe forhold, medfører en risiko for
frigivelse af lattergas som et sideprodukt i processen. Opstår der anaerobe forhold, eller tabes den dannede
nitrat til dybere anaerobe jordlag, omdannes nitrat ved denitrifikation, hvor lattergas er et obligatorisk
mellemprodukt i dannelsen af frit N
2
. Denitrifikation er derfor en betydelig kilde til lattergasemission.
Processen bidrager samtidig til CO
2
emission, da denitrifikation er en anaerob mineraliseringsproces, hvor
organisk kulstof respireres mikrobielt. Skiftende aerobe og anaerobe forhold, fx udløst af fluktuerende
vandstand, giver mulighed for vekselvirkning mellem dannelse og forbrug af ammonium og nitrat, hvilket
kan medvirke til høje emissioner af lattergas.
Kulstofrige vandmættede jorde med naturlig hydrologi udgør en begrænset kilde til tab af lattergas
(Leppelt et al., 2014). Faktisk antager IPCC (2014) og Wilson et al. (2016), at der ikke tabes lattergas fra
udrænede og vådlagte kulstofrige jorder, men nye målinger og dataanalyse viser, at denne simplificering
ikke er dækkende (Minkkinen et al., 2020). Det gennemsnitlige tab af lattergas fra udrænede og vådlagte
finske tørvejorde blev således opgjort til omkring 0,5-1 kg N
2
O (0,15-0,3 ton CO
2
-ækv) ha
-1
år
-1
og både
grundvandsstand og jordens C/N forhold blev fundet at være styrende faktorer for tabet af lattergas
(Minkkinen et al., 2020).
Drænede kulstofrige jorder udgør en betydelig kilde til tab af lattergas. Dette forstærkes af
dyrkningsmæssige faktorer som jordbearbejdning og tildeling af N-holdige gødninger. Så i det omfang
udtagning af lavbundsjord medfører en generel hævning af grundvandsstanden, vil det reducere
udledningen af lattergas, idet mindre organisk kvælstof bliver mineraliseret og transformeret via nitrifikation
og denitrifikation. Den relative betydning af N
2
O for tørvens klimabalance under danske dyrkningsforhold
blev undersøgt i 2008 på otte lokaliteter med dybt drænede jorder (Fig. 3.3). Resultaterne viste, at
39
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0040.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
730
731
732
733
734
735
736
737
emissionen af lattergas kan være langt mere betydelig end antaget ved brug af gennemsnittet fra
internationale studier (Petersen et al., 2011, 2012). For eksempel er der under danske forhold målt en årlig
lattergas emission på mellem 1,5 og 38 kg N
2
O (0,45-11,3 ton CO
2
-ækv) ha
-1
år
-1
for forskellige marker i
samme tørvejordsområde i 2016 (Kandel et al., 2018), ligesom der i tidligere år er målt helt op til 96 kg N
2
O
(28 ton CO
2
-ækv) ha
-1
år
-1
fra samme område (Petersen et al., 2012). Særlige jordbunds- og biogeokemiske
forhold kan gøre sig gældende, men der mangler bedre viden om de komplekse sammenhænge, der ofte
resulterer i stor rumlig og tidsmæssig variation i dannelse og tab af lattergas (Leppelt et al., 2014,
Taghizadeh-Toosi et al., 2019, 2020).
738
739
740
741
742
743
744
745
746
747
748
749
750
751
Figur 3.3. Årligt regnskab for tab af drivhusgasser fra otte danske kulstofrige jorder målt over et helt år (2008-
2009). Jorderne var beliggende i Vestjylland (’Region 1’), Nordjylland (’Region 2’) og Østjylland (’Region 3’)
og var enten i omdrift eller under permanent græs. Tabet af lattergas og metan er omregnet til CO
2
ækvivalenter. Fra: Petersen et al. (2011).
3.4
Samlede tab af drivhusgasser
Et større datagrundlag for vurdering af drivhusgasudledning fra kulstofrige jorder er sammenstillet af Wilson
et al. (2016) på baggrund af arbejde i IPCCs Wetlands Supplement (IPCC, 2014). Disse data inkluderer
globale studier under forskellige jordbunds- og klimaforhold, men er herunder (Fig. 3.4) sammenfattet for
den tempererede klimazone og opdelt efter næringsstofstatus og dræningstilstand. Denne dataanalyse
viser, at de gennemsnitlige udledninger af drivhusgasser fra vådlagte organske jorder altid er mindre end
udledningerne fra drænede kulstofrige jorder, selvom der sker en stigning i udledningen af metan.
Klimagevinsten er særlig stor for jorder, der går fra at være i omdrift og/eller dybt drænede til vådlagte, og
dette forhold vil også gælde for danske kulstofrige jorder, selvom der kan være betydelige lokale
40
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0041.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
752
753
754
755
756
variationer i udledningen af metan fra vådlagte jorder (Wilson et al., 2016), hvilket bør afdækkes nøjere for
danske kulstofrige jorder. Wilson et al. (2016) angiver i en syntese af internationale data for vådlagte
næringsrige jorder at usikkerhederne på middelværdien af metan emission (288 kg CH
4
ha
-1
år
-1
) liger
inden for et 95% konfidensinterval på 0-1141 kg CH
4
ha
-1
år
-1
.
Emission af drivhusgasser og sum for GWP (CO
2
ævivalenter ha år )
-1
40
40
-1
Omdrift
30
30
Græs, næringsfattig
20
20
10
10
0
0
CO
2
40
CH
4
N
2
O
GWP
-10
40
CO
2
CH
4
N
2
O
GWP
Græs, næringsrig, dybt drænet
30
30
Græs, næringsrig, svagt drænet
20
20
10
10
0
0
CO
2
CH
4
N
2
O
GWP
CO
2
CH
4
N
2
O
GWP
757
758
759
760
761
762
763
764
765
766
767
Figur 3.4 Atmosfærisk tab af CO
2
, CH
4
og N
2
O fra kulstofrige jorder i landbrugsmæssig omdrift eller med
permanent græs opgjort før (søjler uden skravering) og efter vådlægning (søjler med skravering). Alle
værdier er omregnet til CO
2
ækvivalenter og den samlede klimabelastning er vist som GWP (global
warming potential). Optegnet efter internationale data i Wilson et al. (2016).
3.5
Den danske emissionsopgørelse for kulstofrige jorder
De danske emissioner er afrapporteret til FN som beskrevet i Nielsen et al. (2020). Emissionerne fra
kulstofrige jorder opgøres både i IPCC’s guidelines (IPCC, 2014) og i den danske opgørelse, som det
medgåede areal ganget med en emissionsfaktor. Opgørelserne er foretaget fra 1990 og frem.
En drænet dyrket landbrugsjord mindre end 2-3 % organisk kulstof, vil have en ligevægt mellem årlig
tilførsel i organisk materiale og nedbrydningen af dødt organisk materiale, hvilket betyder at alle drænede
41
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
768
769
770
771
772
773
774
775
776
777
778
779
780
781
782
783
784
785
786
787
788
789
790
791
792
793
794
795
796
797
798
799
800
801
802
jorder med et kulstofindhold højere end 2-3% vil have et nettotab. Det blev derfor besluttet i den nationale
opgørelse at inddrage alle kulstofrige jorder (>6 % OC).
Den danske emissionsopgørelse for kulstofrige jorder tager udgangspunkt i klassificeringen fra 1975 og
kortlægningen fra 2010 (Adhikari et al., 2013) som primære fikspunkter. Kortlægningen fra 2010 (Adhikari
et al., 2013) benævnes herefter som ”Tekstur2014.” Tekstur2014 beregner det samlede danske kulstofrige
areal (>6 % OC) til 291.000 ha. Fra og med 2010 findes der markkort hvor hver enkelt afgrøde er indtegnet
i Landbrugsstyrelsens Internet MarkKort-system (IMK). IMK er Landbrugsstyrelsens system til håndtering af
landbrugsstøtteordningerne. IMK indeholder en præcis stedfæstning af den enkelte mark, samt hvad der
dyrkes på den. Ved at overlægge IMK landbrugsarealerne for 2010 med Tekstur2014 kunne det
konstateres, at der i 2010 kun er ca. 179.000 ha kulstofrige jorder med >6 % IC, som vurderes at være inden
for landbrugsmæssig drift.
Den Danske Jordklassificering fra 1975 definerede organiske jorder som jorder med > 10 % organisk
materiale svarende til 6 % organisk kulstof. Det samlede landbrugsareal i 1975 med > 6 % organisk kulstof
blev opgjort til 243.000 ha. Til beregning af emissionen for perioden 1990-2010 er afgrødefordelingen fra
2010 tilbageført til 1990 sammen med, at der er foretaget en lineær reduktion af det kulstofrige
landbrugsareal fra 1975 niveauet til 2010 niveauet (Tekstur2014-kortet). Et tab på ca. 1400 ha kulstofrig
jord om året hvilket medfører en reduktion i beregnede årlige udledninger. Fra 2010 og frem opgøres
arealet af landbrugsjorder på organiske jorder ved et GIS-overlay mellem Tekstur2014 og et udtræk fra IMK
for derved at fastslå arealet med de forskellige afgrøder på hhv. 6-12 % OC og => 12 % OC. Disse arealer
er efterfølgende ganget med de aktuelt anvendte emissionsfaktorer, tabel 3.2 I denne forbindelse er det
konstateret, at arealet indrapporteret til IMK som klassificeres som organisk er faldende til ca. 170.000 ha i
2019. Denne reduktion fra 179.000 ha i 2010 er ikke nødvendigvis et udtryk for, at disse arealer er blevet
CO
2
-neutrale i 2019, men mere et udtryk for, at 1) lodsejerne ikke har fundet det formålstjenligt at
opretholde grundbetalingsansøgningen af forskellige grunde, eller 2) arealet er overgået til en anden
støtteordning, som ikke skal afrapporteres i IMK. Der kan således ikke argumenteres for, at de jorder hvor
der ikke længere søges om grundbetaling er blevet CO
2
-neutrale. Derfor indgår arealdifferencen mellem
det ansøgte landbrugsareal i IMK og Tekstur2014-kortet med en standard lav emissionsfaktor fra IPCCs
guidelines (IPCC, 2014) som værende svagt drænet, se tabel 3.2.
Frem til og med opgørelsen rapporteret i 2020 har det været vanskeligt at fremskaffe absolutte kort for de
forskellige udtagningsordninger, som kunne dokumentere omfanget af ordningerne, herunder kvælstof- og
fosforvådområder samt lavbundsordningen. Dette problem er nu løst, og i forbindelse med rapporteringen
fra 2021, kommer der til at ske en mindre justering i emissionsopgørelsen.
LULUCF-arealet har en arealmatrice, som opdeler Danmarks samlede areal i seks arealklasser: Forest Land,
Cropland, Grassland, Wetlands, Settlements og Other Land (strande, heder og lignende). Med de
nytilkommende kort for vådområder kommer der til at ske en justering af arealmatricen i 2021-
42
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0043.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
803
804
805
806
807
808
809
810
811
812
813
814
815
816
817
818
afleveringen, hvor arealer registreret i IMK som ligger inden for et etableret vådområde, emissionsmæssigt
kan overgå til at have emissioner enten som fuldt vanddækket (søer) eller delvis vanddækket. For at denne
overgang sker, skal der forinden i IMK-systemet være registeret afgrødekoder som indikerer, at der er ydet
økonomisk tilskud til en vådlægning, dvs. afgrødekode 317, 318, 319 eller 321. For arealer som ligger
indenfor Tekstur2014 beregnes en emission jf. emissionsfaktorerne i tabel 3.2 og Tabel 3.3 De nye
oplysninger medfører, at der i rapporteringen i 2021 overføres ca. 6000 ha yderligere fra arealkategorierne
Cropland og Grassland for perioden 2008 til 2019 til Wetlands hvilket giver en relativ mindre CO
2
udledning
fra Cropland og Grassland. Det endelige omfang er endnu ikke opgjort. Dette vil også påvirke N
2
O
emissionen fra dyrkede kulstofrige jorder afrapporteret i landbrugssektoren.
Implementering af lavbundsprojekter kan også ske delvis inden for en given projektpolygon. Kun arealer
som har ovenstående afgrødekoder overgår til arealkategorien ”Wetland.” Hvis der stadig findes
landbrugsrelaterede afgrødekoder inden for vådområdepolygonen, overgår arealet ikke til Wetland-
kategorien i arealmatricen.
Tabel 3.2 Emissionsfaktorer anvendt i den danske emissionsopgørelse for kulstofrige jorder samt
standardværdier fra IPCC Guidelines. For jorder med 6-12 % orqanisk kulstof er det antaget at udledningen
er halvt stor som for jorder med >12 % organisk kulstof.
En årige afgrøder og Vedvarende græs
græs i omdrift
C, kg ha
-1
år
1
N
2
O,
CH
4
,
kg
kg
ha
-1
N
2
O-N
-1
1
-1
ha år C, kg ha år
1
år
1
13
8,400
b
16
b
6.5
4.200
8
13
3,800-
16
6,100
(CI = 5,0-
7,3)
Arealer
markkort
a
uden
for Vådområder
> 12 % OC
6-12 % OC
IPCC 2014
11.500
b
5.750
b
7.900
(CI = 6,5-9,4)
c
N2O, kg C, kg ha
-
CH
4
, kg N
2
O, C, kg ha
-1
år
1
ha
-1
år
1
kg
N
2
O-N
1
år
1
ha
-1
år
1
N2O-
N ha
-1
år
1
8.2
3.600
39
1.6
0
4.1
1.800
19,5
0.8
0
8.2
3.800 (CI 39
1.6
0
=
1,8-
5,4)
c
CH
4
, kg ha
-
N
2
O,
kg
1
1
N
2
O-N ha
-1
år
år
1
288
144
288
0
0
0
819
820
821
822
823
824
825
a
Arealer uden for markkort er arealer som indgik i IMK-kortgrundlaget i 2010 og hvor der efterfølgende ikke
er ansøgt om støtte og derfor ikke længere registreres i IMK. Dette areal udgør ca. 3200 ha i 2019.
b
Danske emissionsfaktorer (Elsgaard et. al., 2012)
c
CI: 95 % konfidens interval
43
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0044.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
826
827
Tabel 3.3 Udvaskning af org. C fra drænede kulstofrige jorder. For jorder med 6-12 % orqanisk kulstof er det
antaget at udledningen er halvt stor som for jorder med >12 % organisk kulstof.
Udvasket
kulstofrige jorder
fra Fra drænkanaler (5 %
829
af
det
samlede
markareal, IPCC 2014,
830
standard tal)
CH
4
, kg ha
-1
år
1
1.165
582,5
527
263,5
828
C, kg ha
-1
år
1
Fuldt drænet
> 12 % OC
6-12 % OC
Svagt drænet
> 12 % OC
6-12 % OC
310
155
310
155
831
832
833
834
835
836
837
838
839
840
841
842
843
844
845
846
847
848
849
850
851
852
853
854
855
856
857
858
I tabel 3.4 er vist indrapporteret gennemsnitlig emission per ha (ton C/ha/år) for udvalgte nærtliggende
lande til UNFCCC. Implied Emission Factor (IEF) er i UNFCCCs tabeller beregnet som den samlede emission
divideret med antal ha. Hvis der er flere variable i den nationale metodeopgørelse, vil IEF derfor afvige
mellem lande. Som det fremgår, er der en vis spredning mellem landene, som meget beror på, hvilken
datatilgang de enkelte lande anvender. Ofte er der involveret nationale målinger i tallene, som i sig selv
har en stor variation, og som er afhængige af lokale forhold. F.eks. er der i den danske opgørelse forskel i
emissionsfaktoren mellem landbrugsarealer i omdrift og vedvarende græs. I Tyskland har man valgt at slå
alle målte emissioner fra landbrugsarealer sammen til én faktor. Når der så er forskelle i IEF i Tabel 3.4
skyldes det fx, at tyskerne inkluderer vandstanden på arealet som parameter, hvor omdriftsarealer typisk er
mere drænede end vedvarende græs. For Holland gælder fx, at emissionen opgøres ud fra historiske
niveausætninger for forskellige afgrødetyper. Finske målinger er generelt lavere, bl.a. pga. lavere
temperaturer og højere vandstande, men alligevel har Finland valgt at anvende default værdier fra IPCCs
2013 Wetland Supplement (2014). Sverige har implementeret nationale emissionsfaktorer, som for
Cropland svarer til IPCC default (IPCC 2014), mens de er noget lavere for Grassland.
Den tyske og danske IEF er på samme niveau. Den tyske dækker over jorder med >12 % OC, men har en
ikke-lineær vandstandsmodel indbygget som begrænser nedbrydningen og dermed CO
2
emissionen for
vandlidende jorder. Den danske dækker over to forskellige kategorier med forskellige emissionsfaktorer.
Den maksimale emission per ha i den tyske model svarer meget præcist til middelværdien af de danske EF
for arealer i omdrift og vedvarende græs for jorder => 12 % OC.
I en analyse af SINKS datasættet er det vist at mængden af fritlagt kulstof i de danske jorder er der er meget
lille forskel mellem mængden af fritlagt OC på en 6-12 % OC og jorder med
≥12
% OC (Greve, pers
medelelse). Dette kan indikere en underestimering af de danske emissioner for 6-12 % OC jorder under
forudsætning af, at jorderne er fuldt drænede. Da den tyske model ikke skelner mellem græsareler og
arealer i omdrift, opnås en lavere (Implied Emission Factor (IEF) end modellens maksimale EF. Dette giver
44
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0045.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
859
860
861
862
863
864
865
866
867
868
869
870
871
tilfældigvis den samme IEF som den danske, selvom den danske opsætning anvender EF for to forskellige
jordtyper.
Generelt er emissionerne fra græsarealer lavere end fra arealer i omdrift, hvilket kan skyldes flere ting:
volumenvægt, afstand til vandspejl, græs er mere tolerant over for oversvømning og højt vandspejl og
derfor allokeret på våde arealer Alle emissions faktorer er opgjort som ton Cha
-1
, hvor kulstofsklassserne er
opgjort på baggrund af vægtprocent OC. Græsarealer har generelt en lavere volumenvægt (g cm
-3
) så et
græsareal har et lavere total indhold af organisk kulstof inden for samme jorddybde end procent
kategorien tilskriver. Det betyder, at for den samme drændybde for hhv. afgrøder i omdrift med høj volumen
jordvægt og vedvarende arealer med en lavere volumenvægt er der forskelle i mængden af fritlagt
organisk kulstof. Det kan forklare, at målte EF for græs er lavere end for arealer i omdrift, da EF
rapporteres/kategoriseres ud fra det procentmæssige kulstofindhold (% indhold).
Tabel 3.4 Afrapporteret Implied Emission Factor (EIF) for kulstofrige jorder i 2018 fra forskellige lande (Kilde:
UNFCCC.int)
IEF, Udledning, t C/ha/år (ikke omlagte arealer)
Landbrugsarealer i omdrift
Vedvarende Græs
7,59
10,00
6,49
3,59
6,22
8,10
5,00
7,90
5,66
1,89
3,50
4,12
1,70
6,75
0,25
6,10
Skov
Danmark
a
Belgien
Finland
Nederlandene
Sverige
Tyskland
Storbritannien
IPCC, default
b
872
873
874
875
876
877
878
879
880
881
882
883
a
1,29
NO
0,19
0,93
0,35
2,57
-0,66
2,60
Gennemsnitsværdierne for Danmark inkluderer 6-12 % OC og >= 12 % OC arealer landbrug og
vedvarende græs.
b
gælder for fuldt drænet i tempererede områder (IPCC, 2014)
3.6
Referencer
Adhikari K, Kheir RB, Greve MB, Bøcher PK, Malone BP, Minasny B, McBratney AB, Greve MH, (2013). High-
resolution 3-D mapping of soil texture in Denmark. Soil Sci. Soc. Am. J. 77, 860–876.
Aerts R, Ludwig F (1997). Water-table changes and nutritional status affect trace gas emissions from
laboratory columns of peatland soils. Soil Biology and Biochemistry 29, 1691–1698.
Audet J, Elsgaard L, Kjaergaard C, Larsen SE and Hoffmann CC (2013). Greenhouse gas emissions from a
Danish riparian wetland before and after restoration. Ecological Engineering 57, 170-182.
Bader C, Müller M, Schulin R, Leifeld J (2018). Peat decomposability in managed organic soils in relation to
land use, organic matter composition and temperature. Biogeosciences 15, 703-719.
45
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
884
885
886
887
888
889
890
891
892
893
894
895
896
897
898
899
900
901
902
903
904
905
906
907
908
909
910
911
912
913
Conrad R (1996). Soil microorganisms as controllers of atmospheric trace gases (H
2
, CO, CH
4
, OCS, N
2
O,
and NO). Microbiol. Rev. 60, 609-40.
Eickenscheidt T, Heinichen J, Drösler M (2015). The greenhouse gas balance of a drained fen peatland is
mainly controlled by land-use rather than soil organic carbon content. Biogeosciences 12, 5161–5184.
Elsgaard L, Görres, CM, Hoffman, CC, Blicher-Mathiesen, G, Schelde K, Petersen SO (2012). Net ecosystem
exchange of CO2 and carbon balance for eight temperate organic soils under agricultural management.
Agriculture Ecosystems and Environment 162, 52-67.
Forster et al., 2007, Forster, P., V. Ramaswamy, P. Artaxo, T. Berntsen, R. Betts, D.W. Fahey, J. Haywood, J.
Lean, D.C. Lowe, G. Myhre, J. Nganga, R. Prinn, G. Raga, M. Schulz and R. Van Dorland, 2007: Changes in
Atmospheric Constituents and in Radiative Forcing. In: Climate Change 2007: The Physical Science Basis.
Contribution of Working Group I to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate
Change [Solomon, S., D. Qin, M. Manning, Z. Chen, M. Marquis, K.B. Averyt, M.Tignor and H.L. Miller (eds.)].
Cambridge University Press, Cambridge, United Kingdom and New York, NY, USA.
Gyldenkærne S, Levin G, Lærke PE, Elsgaard L, Olesen JE, Taghizadeh-Toosi A (2017). Afdækning af
usikkerheder ved brug af LULUCF-kreditter. Notat fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi og DCA –
Nationalt Center for Fødevarer og Jordbrug, 29 pp.
Gyldenkærne, S., 2020, Bestemmelse af drivhusgasemissionen fra Lavbundsjorde, Teknisk rapport fra DCE
- Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 384, 2020.
IPCC (2006), 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories, Prepared by the National
Greenhouse Gas Inventories Programme, Eggleston H.S., Buendia L., Miwa K., Ngara T. and Tanabe K. (eds).
Published: IGES, Japan.
IPCC (2014), 2013 Supplement to the 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories:
Wetlands, Hiraishi, T., Krug, T., Tanabe, K., Srivastava, N., Baasansuren, J., Fukuda, M. and Troxler, T.G. (eds).
Published: IPCC, Switzerland. http://www.ipcc-nggip.iges.or.jp/public/wetlands/
Jacobs CMJ, Jacobs AFG, Bosveld FC, Hendriks DMD, Hensen A, Kroon PS, Moors EJ, Nol L, Schrier-Uijl A,
Veenendaal EM (2007). Variability of annual CO
2
exchange from Dutch grasslands. Biogeosciences 4, 803–
816.
Kandel TP, Karki S, Elsgaard L, Labouriau R, Lærke PE (2020). Methane fluxes from a rewetted agricultural
fen during two initial years of paludiculture. Science of the Total Environment 713, 15 April 2020, 136670.
https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.136670
46
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
914
915
916
917
918
919
920
921
922
923
924
925
926
927
928
929
930
931
932
933
934
935
936
937
938
939
940
941
942
943
944
945
Kandel TP, Lærke PE, Elsgaard L (2018). Annual emissions of CO
2
, CH
4
and N
2
O from a temperate peat bog:
Comparison of an undrained and four drained sites under permanent grass and arable crop rotations with
cereals and potato. Agric Forest Meteorol. 256-257, 470-481.
Kandel TP, Lærke PE, Hoffmann CC, Elsgaard L (2019). Complete annual CO
2
, CH
4
, and N
2
O balance of a
temperate riparian wetland 12 years after rewetting. Ecological Engineering 127, 527-535.
Karki S, Elsgaard L, Kandel TP, Lærke PE (2016). Carbon balance of rewetted and drained peat soils used
for biomass production: A mesocosm study. Global Change Biology Bioenergy 8, 969–980.
Leppelt T, Dechow R, Gebbert S, Freibauer A, Lohila A, Augustin J, Dro¨sler M, Fiedler S, Glatzel S, Hoper H,
Jarveoja J, Lærke PE, Maljanen M, Mander U , Makiranta P, Minkkinen K, Ojanen P, Regina K, Stromgren M
(2014) Nitrous oxide emission budgets and land-use-driven hotspots for organic soils in Europe.
Biogeosciences 11:6595–6612.
Marcolla B, Cescatti A, Manca G, Zorer R, Cavagna M, Fiora A, Gianelle D, Rodeghiero M, Sottocornola M,
Zampedri R (2011). Climatic controls and ecosystem responses drive the inter-annual variability of the net
ecosystem exchange of an alpine meadow. Agric. Forest Meteorol. 151, 1233–1243.
Minkkinen K, Ojanen P, Koskinen M, Pentilla T (2020). Nitrous oxide emissions of undrained, forestry-drained,
and rewetted boreal peatlands. Forest Ecology and Management 478, 118494.
Nielsen AH, Brix H, Petersen SO, Bøcher PK, Sorrell BK. Lysesiv – er der hul igennem. Aktuel Naturvidenskab
3, 29-32.
Nielsen, O.-K., Plejdrup, M.S., Winther, M., Nielsen, M., Gyldenkærne, S., Mikkelsen, M.H., Albrektsen, R.,
Thomsen, M., Hjelgaard, K., Fauser, P., Bruun, H.G., Johannsen, V.K., Nord-Larsen, T., Vesterdal, L., Callesen, I.,
Caspersen, O.H., Scott-Bentsen, N., Rasmussen, E., Petersen, S.B., Olsen, T. M.. & Hansen, M.G. 2020.
Denmark's National Inventory Report 2020. Emission Inventories 1990-2018 - Submitted under the United
Nations Framework Convention on Climate Change and the Kyoto Protocol. Aarhus University, DCE –
Danish Centre for Environment and Energy. Scientific Report No. in press. Denmark's National Inventory
Report 2020. Emission Inventories 1990-2018. https://dce2.au.dk/pub/SR372.pdfPetersen 2011
Pedersen EF (1978). Tørvelagets sammensynkning og minearlisering i Store Vildmose. Tidsskr Planteavl 82,
509-520.
Petersen SO, Greve MH, Hoffmann C, Lærke PE, Schäfer C (2011). Tørvens klimabalance. Aktuel
Naturvidenskab 3, 24-28.
Petersen SO, Hoffman C, Schäfer C-M, Blicher-Mathiesen G, Elsgaard L, Kristensen K, Larsen SE, Torp SB,
Greve MH (2012). Annual emissions of CH4 and N2O, and ecosystem respiration, from eight organic soils in
Western Denmark managed by agriculture. Biogeosciences 8, 10017-10067.
47
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
946
947
948
949
950
951
952
953
954
955
956
957
958
959
960
961
Taghizadeh-Toosi, A., Clough, T., Petersen, S. O., Elsgaard, L. (2020). Nitrous oxide dynamics in agricultural
peat soil in response to availability of nitrate, nitrite, and iron sulfides. Geomicrobiol. J. 37, 76–85.
Taghizadeh-Toosi A, Elsgaard L, Clough T, Labouriau R, Ernstsen V, Petersen SO (2019) Regulation of N2O
emissions from acid organic soil drained for agriculture. Biogeosciences 16, 4555–4575.
Tiemeyer B, Albiac Borraz E, Augustin J, Bechtold M, Beetz S, Beyer C, Drösler M, Ebli M, Eickenscheidt T,
Fiedler S Förster C (2016). High emissions of greenhouse gases from grasslands on peat and other organic
soils. Global Change Biology 22, 4134–4149.
Wilson D, Blain D, Couwenberg J, Evans CD, Murdiyarso D, Page SE, Renou-Wilson F, Rieley JO, Sirin A, Strack
M, Tuittila ES (2016). Greenhouse gas emission factors associated with rewetting of organic soils. Mires and
Peat 14, Article 04, 1-28.
Zak D, Goldhammer T, Cabezas A, Gelbrecht J, Gurke R, Wagner C, et al. (2018). Top soil removal reduces
water pollution from phosphorus and dissolved organic matter and lowers methane emissions from
rewetted peatlands. Journal of Applied Ecology 55, 311-320.
Zak D, Reuter H, Augustin J, Shatwell T, Barth M, Gelbrecht J, McInnes RJ (2015). Changes of the CO2 and
CH4 production potential of rewetted fens in the perspective of temporal vegetation shifts. Biogeosciences
12, 2455–2468.
48
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
962
963
964
965
966
967
968
969
970
971
972
973
974
975
976
977
978
979
980
981
982
983
984
985
986
987
988
989
990
991
992
993
994
995
996
997
998
999
1000
1001
1002
4 Lavbundsordningen
Steen Gyldenkærne, Institut for Miljøvidenskab, Aarhus Universitet, fagfællebedømmer Ole-Kenneth
Nielsen
Lavbundsordningen er en tilskudsordning til udtagning/ekstensivering af lavbundsjorde fra mere eller
mindre intensiv landbrugsdrift. For ansøgninger skal projektområdet i henhold til Miljø- og
Fødevareministeriets bekendtgørelse om tilskud til vådområdeprojekter og naturprojekter på kulstofrige
lavbundsjorder “være beliggende på kulstofrige lavbundsjorder, også kaldet organogene jorder med
mindst 6 % OC, dog må op til 25 % af projektområdet ligge uden for organogene jorder med mindst 6 %
OC.” De gældende regler kan findes i bekendtgørelsen. De væsentligste punkter er nævnt her fra §13 i BEK
1523 (Miljø- og Fødevareministeriet, 2019). Henvisningerne i nedenstående tekst henviser til denne
bekendtgørelse.
En evt. støtte til udtagning af jorder under de forskellige udtagningsordninger beregnes særskilt af
Landbrugsstyrelsen på baggrund af den historisk arealanvendelse.
§ 13. Etablering af et lavbundsprojekt, jf. § 3, stk. 1, nr. 4, skal opfylde følgende:
1) Minimum 75 pct. af projektområdet skal være beliggende på kulstofrige lavbundsjorder med minimum 6 % organisk
kulstofindhold, jf. dog stk. 2.
2) Projektet skal være beliggende i et hovedvandopland med forventet kvælstofreduktionseffekt af lavbundprojekter, jf. bilag
2, jf. dog stk. 3 og 6.
3) Den samlede reduktion af kvælstofbelastningen fra et hovedvandopland ved etablering af lavbunds‐ projekter må ikke
overstige den i bilag 2 angivne forventede kvælstofreduktionseffekt af lavbundsprojekter i hovedvandoplandet, jf. dog stk.
3, 4 og 6.
4) Projektet bidrager til at reducere kvælstofbelastningen fra et kystvandopland, hvor der vurderes at være et indsatsbehov
for at nedbringe kvælstofbelastningen, jf bilag 2, jf. dog stk. 3 og 6.
5) Reduktionen af kvælstofbelastningen fra et kystvandopland må ikke overstige den i bilag 2 angivne forventede
kvælstofreduktionseffekt af lavbundsprojekter i kystvandoplandet, jf. dog stk. 3, 5 og 6.
6) Projektet indebærer, at der sker en ekstensivering af landbrugsdriften med henblik på at reducere mængden af CO
2
-
ækvivalenter med mindst 13 ton pr. ha pr. år
1
, jf. dog stk. 2.
7) Projektet bidrager med mindst 30 kg kvælstof pr. ha pr. år til at reducere kvælstofbelastningen fra et kystvandopland,
hvor der vurderes at være et indsatsbehov for reduktion af kvælstofudledning, jf. dog stk. 3 og 6.
8) Projektet skal være omkostningseffektivt, jf. de vejledende gennemsnitlige referenceværdier i bilag 5. En samlet pris på
mere end 3 gange den vejledende gennemsnitlige referenceværdi anses ikke for omkostningseffektiv, jf. dog stk. 7.
9) Projektet skal fremme naturlig hydrologisk tilstand i projektområdet i videst muligt omfang.
10) Projektet må ikke føre til en forøget fosforudledning, der har en væsentlig negativ effekt på omgivelserne.
Ordningen administreres af Miljøstyrelsen og Landbrugsstyrelsen, hvor Miljøstyrelsen står for evaluering af
ansøgninger, mens Landbrugsstyrelsen står for de økonomiske anliggender i forhold til omkostninger til
projektet og kompensation til berørte lodsejere. Ansøgninger til ordningen udarbejdes primært af
kommuner og Naturstyrelsen med to ansøgningsrunder om året, hvor der i første omgang kan bevilliges
støtte til et forprojekt, som undersøger de nærmere forhold omkring et projektområde. Dette omfatter
undersøgelser af før- og efter-vandstanden, projektgrænser, hvilke arealer der blive påvirket, afledte
effekter på kvælstof- og fosforomsætningen, biologiske og naturforhold samt økonomiske forhold. I
49
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1003
1004
1005
1006
1007
1008
1009
1010
1011
1012
1013
1014
1015
1016
1017
1018
1019
1020
1021
1022
1023
1024
1025
1026
1027
1028
1029
1030
forprojektet udarbejdes en rapport, som opstiller de klimamæssige, biologiske og økonomiske
konsekvenser, ligesom der udarbejdes kort over før- og forventet eftertilstand i 25 cm ækvidistancer. Nogle
gange for årlig middelvandstand mellem hhv. vinter- og sommerstand og andre gange kun som årlig
sommervandstand. Hvis forprojektet findes etableringsværdigt, overgår projektet i en etableringsfase, hvor
den endelige projektgrænse fastlægges, der foretages jordopkøb, fortages jordfordelinger og hvor dræn
og andre kulturtekniske anlæg fjernes for at øge vandstanden. Støtteberegninger, –udbetalinger til
involverede lodsejere samt kontrol af ordningen administreres af Landbrugsstyrelsen. I dette indgår den
endelige afgrænsning af projektet, som indtegnes på en kortpolygon i Landbrugsstyrelsens administrative
system. Kun landbrugsarealer inden for denne polygon kan opnå støtte. Ved etablering sker der en
tinglysning på arealerne, som betinger, at arealerne ikke må pløjes, gødes eller pesticidbehandles
fremover. Arealerne må afgræsses, ligesom der må ske græsslet. Som følge af terrænhældninger,
oplandets tilførsel af vand, jordbundens beskaffenhed og vandløbsforhold og planlægningsmæssige tiltag,
vil hele projektarealet normalt ikke blive oversvømmet. Noget af arealet kan blive permanent vanddækket,
andet varierende med vådt om vinteren og delvis vådt om sommeren, og nogle arealer vil stadig kunne
anses for tørre om sommeren, hvilket gør det muligt at foretage en afgræsning. Dette vil variere fra projekt
til projekt.
I tabel 4.1 og 4.2 er vist hvilke arealer, der er indgået i hhv. 22 lavbundsprojekter (forprojekter) og 17
kvælstofvådområder. Som følge af kravet om, at mindst 75 % af landbrugsarealet skulle have et organisk
indhold på mindst 12 % organisk kulstof er denne jordtype meget højt repræsenteret i ansøgningerne. Det
fremgår også af tabel 4.1, at gennemsnitligt 16 % af vådområdepolygonerne ikke havde landbrugsmæssig
drift, og at kun 25 % af arealet havde årlige omdriftsarealer, at 25 % lå hen med vedvarende græs, og at
en tredjedel blev rapporteret med omdriftsgræs. Tabel 4.2 viser tallene for de 17 kvælstofvådområder. Her
er der ikke noget krav til jordernes kulstofindhold. Her er således 64 % af kvælstofpolygonen på organisk
jord >=12 organisk kulstof. I disse projektansøgninger er der ikke oplysninger om fordelingen på 6-12 %
organisk kulstof, ligesom det ikke er rapporteret, om omdriftsarealerne er årlige afgrøder eller græs i omdrift.
Umiddelbart har der ikke været større forskelle i de overordnede indgåede arealtyper mellem de to
ordninger, udover at kravet om en vis procentandel på organisk jord har medført, at 87 % af
Lavbundspolygonen ligger indenfor => 12 % organisk kulstof, For kvælstofvådområderne er det 64 %.
50
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0051.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1031
1032
Tabel 4.1
Oversigt over tidligere arealanvendelse fra 22 ansøgninger til forprojekter under
lavbundsordningen. Data sammenstillet af Steen Gyldenkærne (upubliceret).
Lavbundsprojekter (n=22)
Jordtypefordeling (%)
=>12
%
organisk
6-12
%
stof
organisk stof Mineraljord
21
29
22
14
2
2
1
0
2
2
2
2
ha
Omdrift, ej græs
Omdrift, græs
Vedvarende græs,
ialt
Naturarealer, ialt
Sø
Skov
Projektareal, ha
1033
1034
1035
446,1
584,7
442,0
278,7
4,2
3,8
1759,5
Arealfordeling (%)
25
33
25
16
0
0
100
87
5
8
Tabel 4.2 Oversigt over tidligere arealanvendelse fra 17 ansøgninger til forprojekter under N-ordningen.
Data sammenstillet af Gyldenkærne (upubliceret). Vådområdeprojekter (n= 17)
Jordtypefordeling (%)
ha
Omdrift
Vedvarende græs
Naturarealer
Sø
Skov
Projektareal
802,4
459,8
342,1
3,9
33,1
1641,3
Arealfordeling (%)
49
28
21
0
2
100
>12 % OC
31
21
12
0-12 % OC
17
7
9
64
33
1036
1037
1038
1039
1040
1041
1042
1043
1044
1045
1046
1047
1048
Til brug for den klimamæssige effekt af Lavbundsordningen har DCE, Aarhus Universitet, udarbejdet et
regnearksværktøj til opgørelsen. Til og med ansøgningsrunden per 6. marts - 28. april 2020 er der anvendt
Version 2.01, mens der fra ansøgningsrunden per 12. juni - 18. august 2020 er anvendt Version 3.0. Der er
betydelige forskelle i beregningsmetoden mellem de to versioner. Ver. 2.0 blev udarbejdet i 2015
(Gyldenkærne og Greve, 2015) på baggrund af simple antagelser omkring vandstandens effekt på
drivhusgasudledningen. Siden er der kommet flere internationale forskningsdata, og i Version 3.0 er
anvendt en tysk model (Tiemeyer et al., 2020) til beregning af drivhusgaseffekten ved etablering af
vådområder (Gyldenkærne, 2020). Den tyske model anvendes i den tyske nationale opgørelse. Som nævnt
tidligere, kan der ikke konstateres forskel i EF for fuldt drænede jorder mellem de danske og tyske målinger.
Fordelen ved at anvende den tyske model i Lavbundsordningen er, at den har en non-lineær
emissionsforløb for forskellige vandstande, figur 4.1.
51
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0052.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1049
1050
1051
1052
1053
1054
Figur 4.1 Eksempel på årlig netto CO
2
-C-flux fra tyske kulstofrige jorder i forhold til gennemsnitlig årlig
vandstand (Tiemeyer et al., 2020). Vær opmærksom på at dybden til grundvand er angivet med negative
værdier i forhold til jordoverfladen.
De tyske data for CH4 udledningen er vist i Figur 4.2.
1055
1056
1057
1058
1059
1060
1061
Figur 4.2 Udledningen af CH
4
fra hhv. skovjorde (a), landbrugsarealer (b) og naturarealer (c) (Tiemeyer et
al., 2020). Vær opmærksom på at dybden til grundvandet er angivet med negative værdier i forhold til
jordoverfladen.
52
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1062
1063
1064
1065
1066
1067
1068
1069
1070
1071
1072
1073
1074
1075
1076
1077
1078
1079
1080
1081
1082
1083
1084
1085
1086
1087
1088
1089
1090
1091
1092
1093
Klimaeffekten ved udtag under Lavbundsordningen beregnes ved at se på forskellen mellem vandstanden
før etablering og vandstanden efter etablering, ligesom der inkluderes effekten af, at arealerne ikke
længere må gødes. I regnearket anvendes den årlige gennemsnitsvandstand beregnet som gennemsnit
mellem vinter- og sommervandstand.
Ved gennemgang af den internationale litteratur på området kan det konstateres, at langt de fleste
emissionsmålinger ligger på højorganogene jorder, og at der tages udgangspunkt i jordernes procentvise
organiske kulstofindhold. Implementeringen af en nedre grænseværdi på 6 % organisk kulstof med faktuelt
målte emissioner i regnearket kunne derfor ikke implementeres. Det blev derfor besluttet, at for jorde med
6-12 % OC skulle der anvendes en emissionsfaktor på 50 % af emissionsværdierne for jorder => 12 % OC,
jf. det danske princip.
Ved gennemgang af litteraturen kan det endvidere konstateres at:
•
målinger af emissioner er ofte relateret til få lande, især i starten Finland, som har et koldere klima
end Danmark og Tyskland
•
målingerne mangler ofte informationer om jordens volumenvægte for at kunne omregne mængde
fritlagt organisk kulstof
•
målingerne mangler ofte informationer om jordfugtighed og effektiv drændybde
Den store variation i emissionsmålingerne betyder, at en absolut emission i de enkelte projekter beregnes
med en stor usikkerhed, selvom de lokale forhold er meget mere veldefineret end i den nationale
opgørelse. I de senere år er der kommet mange nye målinger, hvorisær Tyskland har været involveret.
Mange af disse målinger har dog stadig den mangel, at de ofte er udført på jorder med meget høje
kulstofmængder (se f.eks. Tiemeyer et al., 2020).
Regnearkene til beregning af klimaeffekten i lavbundsprojekterne skal primært bruges til at vurdere
klimaeffekten af et foreslået projekt og danne baggrund for om der skulle iværksættes en forundersøgelse.
Regnearkene er derfor designet til få input parametre, hvor man ud fra skøn kan få et godt estimat af
klimaeffekten. Det drejer sig om afgrødefordeling og fordeling af arealerne på hhv. mineraljord, 6-12 % OC
og >= 12 % OC i før-tilstanden. Da regnearket i version 2.0 blev udarbejdet i 2015 (Gyldenkærne og Greve,
2015), var der kun et begrænset antal studier til rådighed, som havde set på dræningsforholdene. Det blev
derfor besluttet, at udgangspunktet for før-tilstanden var, at alle jorder var fuldt drænet. Efter-tilstanden
skulle herefter skønsmæssigt fordeles på de tre jordbundstyper med forskellige vandstande i 25 cm
ækvidistancer (standardnormen ved udarbejdelse af vandstandsændringer i miljøprojekter, jf.
Landbrugsstyrelsen (2020). For at udregne klimaeffekten blev der udarbejdet en trappeformet
emissionsmodel, hvor før-tilstanden ved fuldt drænet var en drændybde > 75 cm og maksimal nedbrydning
53
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1094
1095
1096
1097
1098
1099
1100
1101
1102
1103
1104
1105
1106
1107
1108
1109
1110
1111
1112
1113
1114
1115
1116
af organisk materiale svarende til emissionsfaktorerne i den nationale opgørelse, 0-25 cm som er
nedbrydningsneutral (CO
2
-neutral) og 25-50 cm og 50-75 cm er intermediære emissionsfaktorer.
I forbindelse med udviklingen af Ver 3.0 blev det besluttet, at udvide datakravet til før-tilstanden, ved at før-
vandstanden også skulle indgå. For at imødegå denne beslutning, blev der indført en tysk emissionsmodel
(Tiemeyer et al., 2020), hvor emissionen er beregnet ud fra en kontinuert funktion, som følger af den årlige
middelvandstand. Denne model er baseret på data fra 21 forskellige områder, 149 steder og 320 årlige
drivhusgasbudgetter. Til sammenligning omfatter de danske målinger 8 datasæt (Elsgaard et al., 2012).
Den gennemsnitlige maksimale CO
2
-emission i den tyske model svarer til de danske målinger, hvorfor
denne ændring ikke medfører større ændringer for fuldt drænede (drændybde 75 cm) arealer. Der er dog
forskel mellem effekten af vandstanden mellem trappefunktionen i version 2.0 og den kontinuerte funktion
i Tiemeyer et al. (2020). I Tiemeyer et al. (2020) er der stadig en høj emission ved drændybder på 50-75
cm, figur 4.2, ligesom CO
2
-C ligevægten ligger ved en højere grundvandsstand end i trappemodellen. I
trappemodellen er ligevægten defineret til en middeldrændybde på 12,5 cm, mens den Tiemeyer et al.
(2020) er på 8 cm. Det betyder alt andet lige, at effektvurderingen ved at anvende Ver. 3.0 skal have et
større andel af et projektarealet i 0-25 cm intervallet end med Ver. 2.0 for at opnå CO
2
-C neutralitet. Eller
sagt på en anden måde: for at opnå den krævede klimaeffekt i Lavbundsbekendtgørelsen skal
projektområdet gøres mere vådt end hidtil.
For de forskellige intervaller i Lavbundsprojekterne er emissionen beregnet ud fra funktionerne i Tiemeyer
et al. (2020). Den samlede drivhusgasemission for funktionerne er vist i Figur 4.2. Punkterne angiver
middelværdierne ved 25 cm ækvidistancer til grundvandsspejlet (altså tykkelsen af umættet zone). Den
totale emission omfatter emissioner af CO
2
, CH
4
og N
2
O fra arealet. Bemærk, at kurverne ikke indeholder
bidrag fra ændret emission af N
2
O som følge af ændret brug af handelsgødning. Punkterne er de
emissioner, der anvendes i regnearket under Lavbundsordningen (Gyldenkærne, 2020).
54
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0055.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
-0,875 -0,75 -0,625 -0,5 -0,375 -0,25 -0,125
Gennemsnitlig årlig afstand til umættet zone, meter
0
1117
1118
1119
1120
1121
1122
1123
1124
1125
1126
1127
1128
1129
1130
1131
1132
1133
1134
1135
1136
1137
1138
1139
1140
1141
Figur 4.3. Emissionsforløb i CO
2
-ækvivalenter fra jorder med mindst 12 % organisk kulstof (blå linje) i forhold
til afstanden til den den våde(umættede) zone. Den røde linje er 6-12 % organisk kulstof jorder. Baseret på
Tiemeyer et al. (2020) og IPCC (2014). Den totale emission omfatter emissioner af CO
2
, CH
4
og N
2
O fra
arealet. Kurverne indeholder ikke en ændret emission fra ændret brug af handelsgødning. Punkterne er de
emissioner, der anvendes i regnearket under Lavbundsordningen.
4.1
Samspillet med/diskrepans mellem denne effektberegning og Danmarks nationale
emissionsopgørelse?
Den nationale opgørelse er simpel ud fra den betragtning, at den antager, at alle landbrugsarealer indenfor
IMK-kortet er fuldt drænet, og at disse arealer har en høj emission per ha, og at når de overgår til et
vådområde vil de være CO
2
-kulstof neutrale. Dette i modsætning til beregningerne under
Lavbundsordningen foretaget med Ver. 3.0 som tager hensyn til både før- og efter-vandstanden i et
projektområde. Det betyder, at den beregnede effekt i Lavbundsordningerne med Ver. 3.0 ofte vil være
lavere end i det nationale regnskab. Både fordi betingelsen for før-tilstanden omkring fuld dræning muligvis
ikke vil være opfyldt, fordi allerede vandlidende arealer kan indgå i Lavbundsprojekterne, og fordi det
sandsynligvis ikke kan opnås CO
2
-C neutral vandstand for hele arealet i efter-tilstanden. I nærværende
rapport er der ikke gennemgået lavbundsprojekter som er udregnet med Ver. 3.0 for en nærmere analyse
af denne antagelse.
Den nationale opgørelse inddrager kun landbrugsarealer, som indgår i IMK-systemet. Efter ønske fra
Miljøstyrelsen er Ver. 3.0 opbygget, så den inkluderer emissioner fra hele projektarealet, dvs. også
naturområder, som kan have en lavere vandstand som følge af randpåvirkning af dræningen af
landbrugsarealerne. Regnearket omfatter kun emissioner og emissionsændringer fra jord samt i tilfælde af
at det bruges i forbindelse med N- og P-vådområder også klimaeffekten af at der fjernes kvælstof fra
oplandet. Regnearket inkluderer ikke en evt. opbygning af nyt dødt organisk materiale eller øget tilvækst
med levende plantemateriale.
55
ton CO2-ækv.
per ha og år
-1
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0056.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1142
1143
1144
1145
1146
1147
1148
1149
1150
1151
1152
1153
1154
1155
1156
1157
1158
1159
1160
1161
1162
1163
1164
1165
1166
1167
1168
1169
1170
1171
1172
Lavbundsmodellen anvender som input eksisterende data fra IMK-systemet vedr. afgrøder inden for
området samt Tekstur2014. Herudover modelleres før- og efter-vandstanden vha. hydrologiske modeller
der skal have mange jordparametre, terrænkurver, nedbørsforhold og eksisterende kote-niveauer for vand
i jorden og i vandløb. Disse initialværdier kan være mangelfulde, hvorfor før-vandstanden ikke
nødvendigvis er præcist beregnet. Efter-vandstanden vurderes at være mere præcist beregnet (personlig
meddelelse: Kristine Mulbjerg, MST).
4.2
Ny bekendtgørelse i høring
En ny bekendtgørelse vedr. Lavbundsordningen er sendt i høring med høringssvar 6. november 2020. Den
nye bekendtgørelse ændrer kriterierne for at opnå støtte under Lavbundsordningen fra at 75 % af arealet
til at et konkret projekt skal, for at opnå tilskud under Miljøstyrelsens klima-lavbundsordning eller indgå som
del af Naturstyrelsens projektområder, være på min. 15 hektar, have minimum 60 % overlap med kulstofrig
jord (> 6 % kulstof) og reducere udledning af CO
2
med minimum 10 tons pr. hektar. Det forventes primært
at være landbrugsjord, der ekstensiveres. I særlige tilfælde kan kriterier fraviges, hvor et projekt på et af
kriterierne ligger højst 10 % under den angivne arealstørrelse eller udledning.
Der er ikke foretaget en vurdering af hvilken betydning ændringen har på ansøgninger under
Lavbundsordningen.
4.3
Barrierer for implementering af Lavbundsprojekter
Der er ikke foretaget en gennemgang af barrierer for implementering af Lavbundsprojekter. Der henvises
derimod til en rapport udarbejdet af SEGES
(https://www.landbrugsinfo.dk/basis/7/0/3/miljoe_udtagning_af_lavbundsjord_status_efter_5_aar_med
_lavbundsordningen).
4.4
Referencer
Elsgaard L, Görres, CM, Hoffman, CC, Blicher-Mathiesen, G, Schelde K, Petersen SO (2012). Net ecosystem
exchange of CO
2
and carbon balance for eight temperate organic soils under agricultural management.
Agriculture Ecosystems and Environment 162, 52-67.
Gyldenkærne,
S
&
Greve,
MH
2015,
For
bestemmelse
af
drivhusgasudledning
ved
udtagning/Ekstensivering af landbrugsjorder på kulstofrige lavbundsjorder. Aarhus Universitet. Nationalt
Center for Miljo og Energi. Teknisk Rapport, vol. 56, Aarhus Universitet, DCE - Nationalt Center for Miljø og
Energi.
http://dce2.au.dk/pub/TR56.pdf
Gyldenkærne, S., 2020, Bestemmelse af drivhusgasemissionen fra Lavbundsjorde, Teknisk rapport fra DCE
- Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 384, 2020
56
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1173
1174
1175
1176
1177
1178
1179
1180
1181
1182
1183
IPCC (Intergovernmental Panel on Climate Change) (2014), 2013 Supplement to the 2006 IPCC Guidelines
for National greenhouse gas inventories: Wetlands.
Landbrugsstyrelsen (2020), Vådområde- & lavbundsordningerne Vejledning om tilskud til vådområdeog
lavbundsprojekter
2020,
https://mst.dk/media/188346/vejledning-om-tilskud-til-vaadomraade-og-
lavbundsprojekter-2020.pdf
Miljø- og Fødevareministeriet, 2019, BEK 1523. https://www.retsinformation.dk/eli/lta/2019/1523
Tiemeyer, B., Freibauer, A., Borraz, E.A.,Augustin, J., Bechtolda, M., Beetz, S., Beyerd, C., Ebli, M., Eickenscheidt,
T., Fiedlere, S., Förster, C., Gensior, A., Giebels, M., Glatzelc, S., Heinichen, J. Hoffmann, M., Höper, H., Jurasinski,
G., Laggner, A., Leiber-Sauheitl, k., Peichl-Brak, M., og M. Drösler, 2020, A new methodology for organic soils
in national greenhouse gas inventories: Data synthesis, derivation and application. Ecological Indicators,
Volume 109, February 2020, 105838, https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2019.105838
57
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1184
1185
1186
1187
1188
1189
1190
1191
1192
1193
1194
1195
1196
1197
1198
1199
1200
1201
1202
1203
1204
1205
1206
1207
1208
1209
1210
1211
1212
1213
1214
1215
1216
5 Mulige tiltag til beskyttelse af jordens kulstofpulje og efterfølgende mulig
arealanvendelse
Poul Erik Lærke, Institut for Agroøkologi, Aarhus Universitet, fagfællebedømmer Lars Elsgaard
5.1
Tiltag der beskytter jordens kulstofpulje og mulig efterfølgende arealanvendelse
Da ikke alle kulstofrige lavbundsjorde er i landbrugsmæssig udnyttelse, er en af de væsentligste beskyttelser
til at opretholde den kulstofrige jordbund et forbud mod at inddrage udyrkede kulstofrige lavbundsjorde i
dyrkningen, herunder et forbud mod at dræne eller på anden måde afvande disse. De fleste af disse arealer
er allerede omfattet af naturbeskyttelsesloven paragraf 3 og dermed beskyttet mod nydræning.
I forhold til beskyttelse af kulstofindholdet i drænet tørvejord, der er i landbrugsmæssig drift, såvel omdrift
som permanent græs, kan der skelnes mellem passive og aktive foranstaltninger. Ved passive
foranstaltninger sker der en ekstensivering uden at grundvandsstanden aktivt hæves. I praksis vil passive
foranstaltninger kun være effektive til at beskytte jordens kulstoflager, hvis grundvandsstanden øges som
følge af ophør af vedligehold af drænkanaler. Ved aktive foranstaltninger øges grundvandsstanden ved
afbrydning af dræn, grøfter. Den aktive udtagning kan evt. kombineres med biomasseproduktion
(paludikultur) på det vådlagte areal. Både græsser og træarter, der trives ved høj vandstand, kan anvendes
i paludikultur (Wichtmann et al., 2016).
Passiv beskyttelse af tørvejord kan omfatte, 1) ophør med jordbearbejdning, 2) omlægning til vedvarende
græs, 3) undlade vedligeholdelse af dræn, 4) undlade vedligeholdelse af grøfter, og 5) undlade
omdræning og nydræning. Generelt vil passive foranstaltninger kun være effektive, hvis det medfører en
øget vandstand. Derfor vil dokumenterbar klimaeffekt af passive foranstaltninger i praksis kræve
efterfølgende vandstandsmålinger i arealet.
I tabel 5.1 er ophør med jordbearbejdning og omlægning til vedvarende græs slået sammen til samme
beskyttelsesniveau (A), mens undladelse af nydræning og omdræning samt nedslidte og generel
manglende vedligehold af dræn og grøfter (se også Kronvang et al., 2013 – ref i andre kap.) placeres i
beskyttelsesniveauet (B).
Aktiv beskyttelse af tørvejord på landbrugsarealer i omdrift/vedvarende græs og vedvarende
græsarealer/naturarealer omfatter afbrydning af drænsystemer, så grundvandsstanden hæves og
arealerne derved gøres mere fugtige/vådere. drænkanaler og grøfter dækkes til, for at fremme områdets
naturlige hydrologi, så det kan klassificeres som vådområde. Aktiv beskyttelse af tørvejord er sammenfattet
i beskyttelsesniveauet C, hvor næringsstofforsyningen giver mulighed for produktion og udnyttelse af
arealets biomasseproduktion (paludikultur), mens beskyttelsesniveau D omfatter vådområder, hvor der er
fokus på næringsstofudpining. De fire forskellige beskyttelsesniveauer (A-D) er underopdelt i forhold til
arealets næringsstofstatus og -forsyning samt afstanden fra terræn til grundvand, da disse faktorer har
58
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1217
1218
1219
1220
1221
1222
1223
1224
1225
1226
1227
1228
1229
1230
1231
1232
1233
1234
1235
1236
1237
1238
1239
1240
1241
1242
1243
1244
1245
1246
1247
1248
1249
1250
1251
primær betydning for den samlede udledning af drivhusgasser samt miljø og natureffekter, der redegøres
for i efterfølgende afsnit.
Tørvejorde i landbrugsmæssig drift er typisk næringsrige som følge af tidligere tildeling af gødning og kalk,
og hvor afvandet hav- og søbund (gytje) ofte har et meget lavt C:N forhold. Næringsstoffer kan ligeledes
være aflejret fra tidligere oversvømmelser af arealet med næringsrigt vand fra åen, som arealet dræner til.
Der kan dog være næringsfattige undtagelser angivet i tabel 5.1 som B3, B6 og D2. Hvis jordens C:N forhold
er større end 24 betegnes arealet ofte som næringsfattigt, men C:N forholdet kan ikke alene forklare
omsætning af næringsstoffer og udledning af drivhusgasser.
Efter ekstensivering kan lavbundsjorde i ådale forblive næringsrige (A1, B1, B4, C1, C2) og dette kan skyldes
tilløb af næringsrigt drænvand fra oplandet. Alternativt kan der fortsat tildeles typer af mineralsk gødning,
hvis det er miljømæssigt forsvarligt og der er lovgrundlag for det. Hvor der hverken er tilløb af næringsrigt
drænvand eller tildeling af gødning vil arealets næringsstoftilstand typisk falde, men det forudsætter især,
at der fortsat høstes biomasse (B2, B5, D1), som derved fjerner næringsstoffer fra området. Tidsperspektivet
kan være adskillige år, inden der ses et markant fald især for fosfor.
I tabel 5.1 skelnes ligeledes mellem dybt og svagt drænede tørvejorde på ekstensiveringstidspunktet, mens
der ikke ses på om der oprindeligt var tale om lav- eller højmosetørv, og den forventede udvikling i
vandstand efter ekstensivering angives for de forskellige beskyttelsesniveauer (Wilson et al. 2016).
Strømningsvejene i lavbundsarealet har stor betydning for omsætning af tilløbne næringsstoffer og bliver
nærmere behandlet i kapitel 5.2 og 5.3. For alle beskyttelsesniveauer gælder, at dræningsdybden i
lavbundsarealet kun er bestemmende for arealets vandstand, hvis der kan afvandes effektivt til
hovedvandløbet. Hvis vandstandskoten i hovedvandløbet i perioder er for høj pga. eksempelvis grøde eller
sætning af lavbundsarealet, der forhindrer effektiv vandstrømning og dermed dræning, vil dette være
afgørende for lavbundsarealets dræningstilstand (Kronvang et al., 2013).
5.1.1 Hvordan bliver de
emissionsopgørelse?
alle
antages
at
være
dybt
beskrevne
tiltag
afspejlet
i
Danmarks
nationale
I Danmarks nationale emissionsopgørelse skelnes kun mellem arealer i omdrift og vedvarende græs, som
drænede,
hvis
de
klassificeres
som
landbrugsarealer.
Idet
beskyttelsesniveauerne A og B indbefatter vedvarende græs, falder drivhusgasudledningen for begge
niveauer i overensstemmelse med nuværende opgørelsesmetode for emissioner fra omdriftsarealer til
emissioner fra vedvarende græs (se kap. 3 – afsnittet ”Den danske emissionsopgørelse for organiske
jorder”). Når arealerne får A eller B beskyttelse som følge af passiv udtagning/ekstensivering og samtidig
ikke længere bliver klassificeret som landbrugsareal, antages udledningen i den nuværende nationale
emissionsopgørelse at falde til IPCC emissionsfaktoren for kategorien svagt drænede tørvejorde med
vedvarende græs.
59
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0060.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1252
1253
1254
1255
1256
1257
1258
1259
1260
1261
Paludikultur er godkendt af FAO og IPCC som en driftsform, der bevarer tørvejordene (Biancalani and
Avagyan, 2014; Hiraishi et al., 2014). Derfor forventes beskyttelsesniveauerne C og D at have samme effekt
på reduktion i udledning af drivhusgasser efter aktiv udtagning som beskrevet for vådgjorte jorde (0-25 cm)
i Gyldenkærne og Greve (2015). Reduktionspotentialet afhænger af, om før tilstanden var enten omdrift
eller vedvarende græs.
Tabel 5.1 Niveauerne A og B betegnes passiv udtagning/ekstensivering og omfatter ikke aktive ændringer
af arealets drænsystemer. Niveauerne C og D er aktiv udtagning/ekstensivering og omfatter aktiv
nedbrydning af arealets drænsystemer (drænrør og grøfter). Høst af biomasse inkluderer at biomassen
fjernes fra arealet. m/u betegner med/uden omlægning, gødskning eller høst, og at begge udfald er
mulige.
Grundvands-
stand
før
udtagning (cm
under
jordoverfladen,
årsgennemsnit)
Grundvands-
stand i årene
efter udtagning
(cm
under
jordoverfladen,
årsgennemsnit
)
Svagt varierende
Kode
Beskyttelses-
niveau
Nærings
-tilstand
før ud-
tagning
Nærings
-tilstand
efter ud-
tagning
Mulig
areal-
anvendelse
A1
A2
B1
B2
B3
B4
B5
B6
Jordbearbejdning
ophører
og
omlægning
til
vedvarende græs
Jordbearbejdning
ophører
og
omlægning
til
vedvarende græs
Undlade
nydræning
og
vedligehold
af
dræn og grøfter
Undlade
nydræning
og
vedligehold
af
dræn og grøfter
Undlade
nydræning
og
vedligehold
af
dræn og grøfter
Undlade
nydræning
og
vedligehold
af
dræn og grøfter
Undlade
nydræning
og
vedligehold
af
dræn og grøfter
Undlade
nydræning
og
vedligehold
af
dræn og grøfter
Høj
Høj
50-100
m/u gødning
Høst af biomasse
eller afgræsning
Ingen gødning
Høst af biomasse
m/u gødning
Høst af biomasse
eller afgræsning
Ingen gødning
Høst af biomasse
Ingen gødning
m/u
høst
af
biomasse
eller
afgræsning
m/u gødning
Høst af biomasse
eller afgræsning
Ingen gødning
Høst af biomasse
Ingen gødning
m/u
høst
af
biomasse
eller
afgræsning
Pumpning af vand.
m/u
omlægning/direkte
såning af afgrøde
efter en årrække.
Høst af biomasse.
Næringsstoffer via
Høj
Faldende
50-100
Svagt varierende
Høj
Høj
50-100
Stigende til
30-50
Stigende til
30-50
Stigende til
30-50
Stigende til
20-40
Stigende til
20-40
Stigende til
20-40
Høj
Faldende
50-100
Lav
Lav
50-100
Høj
Høj
30-50
Høj
Faldende
30-50
Lav
Lav
30-50
C1
Paludikultur
Høj
Høj
50-100
eller 30-50
0-30
Konstant
60
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0061.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
gødning
drænvand.
eller
C2
Paludikultur
Høj
Høj
50-100
eller 30-50
0-30
Svagt varierende
m/u
omlægning/direkte
såning af afgrøde
efter en årrække.
Høst af biomasse.
Næringsstoffer via
gødning
eller
drænvand.
Høst af biomasse
D1
Vådområde
Høj
Faldende
50-100
eller 30-50
50-100
eller 30-50
0-30
Svagt varierende
0-30
Svagt varierende
D2
Vådområde
Lav
Lav
m/u afgræsning
1262
1263
1264
1265
1266
1267
1268
1269
1270
1271
1272
1273
1274
1275
1276
Figur 5.1 Indikationer for udveksling af drivhusgasserne CO2, lattergas (N2O) og metan (CH4) ved
forskellige beskyttelsesniveauer. A) drænet tørvejord med traditionel eller ekstensiv afgrødeproduktion. B)
dårlig drænet landbrugsjord der kun kan anvendes til flerårige afgrøder som trives ved højere vandstand.
C) Dræning stoppes helt og der etableres oversvømmelsestolerante afgrøder med henblik på at høste
store biomasseudbytter ved tilpasset næringsstofforsyning. D) Passiv udtagning af landbrugsarealet hvor
dræningssystemet langsomt nedbrydes og vegetationen udvikles efter naturlig succession. D kan også
foregå aktivt så vandstanden i højre side af figuren opnås hurtigt. Hvide pile: kulstof der fjernes fra arealet
med den høstede biomasse. Grønne pile: Netto CO2 gasudveklingen fra økosystemet (forskel mellem
respiration og fotosyntese). Blå og gule pile: udvekslingen af henholdsvis N2O og CH4. Pilenes tykkelse
angiver balancen i CO2 ækvivalenter.
61
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1277
1278
1279
1280
1281
1282
1283
1284
1285
1286
1287
1288
1289
1290
1291
1292
5.1.2 Referencer
Biancalani, R., Avagyan, A., 2014. Towards climate-responsible peatlands management. Mitigation of
Climate Change in Agriculture Series (MICCA).
Gyldenkærne,
S.,
Greve,
M.H.,
2015.
For
bestemmelse
af
drivhusgasudledning
ved
udtagning/Ekstensivering af landbrugsjorder på kulstofrige lavbundsjorder. Teknisk rapport fra DCE
Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 56.
Hiraishi, T., Krug, T., Tanabe, K., Srivastava, N., Baasansuren, J., Fukuda, M., Troxler, T., 2014. 2013 supplement
to the 2006 IPCC guidelines for national greenhouse gas inventories: Wetlands. IPCC, Switzerland.
Kronvang, B.; Kristiansen, S. M.; Schelde, K.; Børgesen, C. D. 2013. Udredningsprojekt vedr. dræns betydning
for afvanding og de naturlige og menneskeskabte faktorer som influerer på dræns virke som vandafleder
fra marker; Aarhus University: Silkeborg.
Wichtmann, W., Schröder, C., Joosten, H., 2016. Paludiculture-productive use of wet peatlands.
Schweizerbart Science Publishers, Stuttgart, Germany.
Wilson, D., Blain, D., Couwenberg, J., Evans, C., Murdiyarso, D., Page, S., Renou-Wilson, F., Rieley, J., Sirin, A.,
Strack, M., 2016. Greenhouse gas emission factors associated with rewetting of organic soils. Mires and Peat
17, 1-28.
62
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1293
1294
1295
1296
1297
1298
1299
1300
1301
1302
1303
1304
1305
1306
1307
1308
1309
1310
1311
1312
1313
1314
1315
1316
1317
1318
1319
1320
1321
1322
1323
1324
1325
1326
1327
1328
5.2
Klimaeffekter forbundet med beskyttelse af jordens kulstofpulje
Lars Elsgaard, Institut for Agroøkologi, Aarhus Universitet; Jørgen Axelsen, Institut for Bioscience, Aarhus
Universitet, fagfællebedømmer Paul Henning Krogh og Poul Erik Lærke
De potentielle niveauer for beskyttelse af organiskrige lavbundsjorder i kapitel 5 opdeles i passive og aktive
udtagninger (tabel 5.1). Det er for nylig vurderet, at passive foranstaltninger kun i ringe grad medvirker til at
bevare tørvejordene, medmindre der sker en samtidig ændring i grundvandsstanden (Olesen at al., 2019).
I grøftedrænede arealer i ådale, hvor der ikke længere foretages grødeskæring og oprensning, som en
direkte konsekvens af passive foranstaltninger, kan der som sideeffekt forventes en vandstandsstigning.
Tilsvarende vandstandsstigning kan ikke umiddelbart forventes at være tilfældet, hvis arealerne er
etableret med drænrør, der afvander direkte til åbne vandløb, som fortsat vedligeholdes med
grødeskæring og lignende. Der er derfor forskellige mulige udfald især for passiv udtagning, hvilket er
indeholdt i de otte beskyttelsesniveauer, der oplistes i tabel 5.1og betegnes A1-A2 og B1-B6. Herudover
angiver tabel 5.1fire beskyttelsesniveauer for aktiv udtagning (C1-C2 og D1-D2). De 12 opstillede
beskyttelsesniveauer omfatter kombinationer af forskelle i grundvandsstand, indhold af næringsstoffer i
jorden og management. Der findes ikke danske målinger af drivhusgasser, der dækker alle foreslåede
kombinationer, men danske resultater inddrages, hvor disse anses for dækkende. Derudover afdækkes
kvalitative og kvantitative ændringer i emission af drivhusgasser med udgangspunkt i datasynteser, der
dækker gennemsnitlige internationale resultater fra tempererede klimazoner (IPCC, 2014; Wilson et al.,
2016). Ud over atmosfæriske emissioner af drivhusgasserne CO
2
og CH
4
, kan kulstof tabes fra de organiske
jorder som vandopløseligt organisk stof (DOC). Dette tab antages at være i størrelsesordenen 1 ton C ha
-1
år
-1
både før og efter vådlægning af organiske jorde (Wilson et al., 2016), og indregnes derfor ikke som en
betydende nettoændring.
5.2.1
Passive udtagninger - beskyttelsesniveau A1, A2 og B1-B6
Ved beskyttelsesniveau A1 forudsættes, at jordbearbejdning ophører og arealet omlægges til vedvarende
græs på dybt drænede arealer (50-100 cm), hvor der kun er svag effekt på grundvandsstanden, og hvor
arealet vedvarende har en høj næringsstofsstatus. Ændringen relaterer sig derfor primært til forskellen
mellem omdrift og permanent græs på dybt drænede organiske jorder. Danske studier af sådanne arealer
viste i 2008-2009, at nettoemissionen af CO
2
var mellem 7,0-16,7 ton C ha
-1
år
-1
på arealer i omdrift (n =
5) og 6,9-10,4 ton C ha
-1
år
-1
på arealer med permanent græs (n = 3), dog uden signifikant statistisk forskel
mellem de to driftsformer (Elsgaard et al., 2012). Effekten af ændringen i driftsform vurderes derfor at være
begrænset, hvilket til dels støttes af CO
2
emissionsfaktorer udledt på baggrund af en større international
datasyntese (Wilson et al., 2016), hvor gennemsnitlige CO
2
emissioner var 7,9 ton C ha
-1
år
-1
for jorder i
omdrift og 6,1 ton C ha
-1
år
-1
for dybt drænede, næringsrige jorder under permanent græs. Emissionen af
metan for begge driftsformer vil være begrænset på grund af den dybe grundvandsstand. Dog kan der
være en interaktion mellem metanemission og plantevæksten på arealet, idet bevoksninger af
sumpplanter som fx lysesiv (
Juncus effusus
L.), kan facilitere transport af metan fra dybere jordlag til
63
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1329
1330
1331
1332
1333
1334
1335
1336
1337
1338
1339
1340
1341
1342
1343
1344
1345
1346
1347
1348
1349
1350
1351
1352
1353
1354
1355
1356
1357
1358
1359
1360
1361
1362
1363
atmosfæren (Schäfer et al., 2012). Lattergasemissionen kan være betydelig, men vil afhænge af lokale
jordbundsforhold. I det omfang ændringen i driftsform medfører mindre tildeling af N-gødning vil
emissionen af lattergas reduceres. IPCC angiver en standard emissionsfaktor på 1 % for tildelt N, således at
der fx for tilførsel af 100 kg N ha
-1
beregnes en direkte lattergas emission på 1 kg N
2
O-N ha
-1
. Herved kan
betydningen af ændret N tilførsel estimeres. For dybt drænede organiske jorder gælder dog, at der samtidig
beregnes en fast emission af N
2
O (som relaterer sig til N frigivet ved mineralisering af organisk stof) på 13
kg N
2
O-N ha
-1
år
-1
for jorder i omdrift, mens den tilsvarende emission ansættes til 8,2 kg N
2
O-N ha
-1
år
-1
for
dybt drænede, næringsrige græsmarker (IPCC, 2014); svarende til henholdsvis 6,1 og 3,8 ton CO
2
-ækv ha
-1
år
-1
.
Beskyttelsesniveau A2 adskiller sig fra A1 ved antagelsen om, at der efter udtagning opnås et faldende
indhold af næringsstoffer. For emissionen af CO
2
kan dette antages at medføre et fald på grund af en
mindre heterotrof mikrobiel aktivitet i jorden. Wilson et al. (2016) angiver, at det gennemsnitlige fald i CO
2
emission er fra 6,1 til 5,3 ton C ha
-1
år
-1
ved ændring fra dybt drænede næringsrige til næringsfattige
græsarealer. Faldende indhold af næringsstoffer på dybt drænede arealer forventes ikke markant at
påvirke emissionen af metan, der fortsat vil være lav. Emissionen af lattergas forventes at falde, dels på
grund af faldende tilførsel af N-gødning og dels som følge af lavere rater af mikrobiel N mineralisering fra
organisk stof under næringsfattige forhold.
Beskyttelsesniveauerne B refererer til stigende grundvandsstand efter udtagning af dybt drænede arealer
med forskellige kombinationer af indhold af næringsstoffer før og efter udtagning (B1-B3). Arealerne går
fra at være dybt drænede til svagt drænede (B1-B3) eller fra svagt drænede til vådlagte (B4-B6), hvilket i
begge tilfælde ændrer forholdende for mikrobiel dannelse og omsætning af drivhusgasser. Dette skyldes
primært, at der sker en langsommere og mere begrænsende tilførsel af ilt til aerobe mikrobielle processer,
når jorden er vandmættet. Effekterne vil være mindre emission af CO
2
, højere emission af metan og mindre
emission af lattergas. Størrelsen på effekterne vil afhænge af hvilken grundvandsstand, der etableres efter
udtagning, således at de ovennævnte effekter forstærkes jo nærmere grundvandsstanden kommer på
jordoverfladen. I det følgende antages, at arealerne under B4-B6 opnår en sluttilstand, der medfører
grundvandsstand på 30 cm under terræn, eller nærmere ved jordoverfladen, således at arealerne
repræsenterer kategorien ’rewetted’ i internationale opgørelser (Wilson et al., 2016).
B1 omfatter arealer med højt indhold af næringsstoffer både før og efter udtagning. For ændringer, der
medfører grundvandsstand på 30-50 cm under jordoverfladen (’shallow drained’), viser syntese af
internationale data, at der kan forventes en ændring i det samlede tab af drivhusgasser (opgjort i CO
2
ækvivalenter) svarede til et fald fra 29 til 16 ton CO
2
-ækv ha
-1
år
-1
for arealer under permanent græs
(Wilson et al., 2016). Et tilsvarende eller større fald kan forventes fra arealer i omdrift.
B2 adskiller sig fra B1 ved at indholdet af næringsstoffer i arealet antages at være højt før udtagning og
faldende efter udtagning. Effekterne af ændret grundvandsstand er kvalitativt identiske for B1 og B2, men
64
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1364
1365
1366
1367
1368
1369
1370
1371
1372
1373
1374
1375
1376
1377
1378
1379
1380
1381
1382
1383
1384
1385
1386
1387
1388
1389
1390
1391
1392
1393
1394
1395
1396
1397
1398
1399
det faldende indhold af næringsstoffer kan begrænse den mikrobielle aktivitet og dermed emissionen af
drivhusgasser. Den kvantitative effekt af næringsstof-status på emissionen af drivhusgasser er vanskelig at
bestemme, men sammenlignes vådlægning af næringsrige dybt drænede græsmarker og næringsfattige
græsmarker viser gennemsnitlige tal (Wilson et al., 2016), at nettoeffekten på CO
2
og lattergas er større
under næringsrige forhold, men samtidig at emissionen af metan stiger mest under næringsrige forhold.
Den samlede effekt af vådlægning opgjort i CO
2
ækvivalenter, er ifølge denne analyse omkring 20 procent
mere gavnlig for næringsrige end for næringsfattige arealer. Disse estimater er dog usikre, da eventuelle
forskelle i grundvandsstand mellem de bagvedliggende studier kan være mere betydende end effekten
af næringsstof-status.
Beskyttelsesniveau B3 dækker passiv udtagning af dybt drænede arealer med forudgående lavt niveau af
næringsstoffer. Dette vil typisk omfatte ekstensive græsarealer. Vådlægning af sådanne arealer vil
neutralisere emissionen af CO
2
og lattergas, og kan over tid lede til opbygning af jordens organiske
kulstofpulje (Wilson et al., 2016). Emissionen af metan vil stige, men klimaeffekten af dette vil typisk være
10 gange mindre end den gevinst, der opnås i form af reducerede tab af CO
2
og lattergas. Lokale
jordbundsforhold og driftsform kan dog være afgørende for risikoen for tab af metan. I det omfang der
efterlades biomasse til nedbrydning på arealer med grundvandsstand nær overfladen, opstår der et stort
potentiale for emission af metan til atmosfæren. Dette er vist i danske studier af vandløbsnære organiske
jorder (Kandel et al., 2019) og organiske jorder i omdrift (Kandel et al., 2020). Der mangler dog
grundlæggende viden om, hvordan emissionen af metan vil udvikle sig over tid på ekstensive græsarealer,
der vådlægges.
Beskyttelsesniveaurene B4-B6 er analoge til B1-B3, men med den forskel, at der lægges til grund at
vandstanden på arealerne inden udtagning ligger 30-50 cm under jordoverfladen (’shallow drained’) og
stiger til 0-30 cm efter udtagning. Dette betyder dels, at emissionen af CO
2
og lattergas yderligere
begrænses, men også at der er risiko for større tab af metan. For arealer med permanent græs kan denne
ændring i vandstand (fra ’shallow drained’ til ’rewetted’) have en begrænset effekt på den samlede
drivhusgas emission (reduktion på 4 ton CO2-ækv ha
-1
år
-1
), hvilket primært dækker over balancen mellem
en stor nedgang i CO2 emission (reduktion på 12 ton CO2-eq ha
-1
år
-1
) og en stigning i metanemission
(stigning på 8 ton CO2-eq ha
-1
år
-1
) (Wilson et al., 2016). Den samlede effekt vil dog afhænge hvor
grundvandsstanden etableres i intervallet mellem 0 og 30 under jordoverfladen, og hvilke sæsonmæssige
udsving, der måtte være i grundvandsstand. For nærmere at kvantificere betydningen af grundvandsstand
kræves en veldokumentet empirisk sammenhæng mellem forskellig grundvandsstand og nettoemissionen
af drivhusgasser, eventuelt stratificeret på baggrund af tørvetype og driftsform. Sådanne sammenhænge
er endnu ikke bestemt for danske organiske jorder. Tiemeyer et al. (2020) præsenterede en syntese af
målinger af drivhusgasemissioner fra tyske organiske jorder (højmose- og lavmosetørv) på tværs af
driftsformer, der omfattede kratskov (‘shrubland’), permanent græs, omdrift, naturarealer og lokaliteter med
tørveudvinding. Den overordnede dataanalyse indikerede, at en grundvandsstand på 40 cm under
65
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0066.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1400
1401
1402
1403
1404
1405
1406
1407
1408
1409
1410
jordoverfladen repræsenterede en tilstand, hvor yderligere sænkning af grundvandsstanden (dræning)
ikke medførte forøget CO
2
emission. Der var dog flere af de organiske jorder i dataanalysen, hvor CO
2
emissionen var stigende med sænkning af grundvandsstanden helt ned til 100 cm under jordoverfladen.
Det er ikke dokumenteret, hvorvidt dataanalysen på tværs af disse tyske organiske jorder er repræsentativ
for de klimatiske, biogeokemiske og driftsmæssige forhold, der gælder for danske organiske jorder. Karki et
al. (2014) fandt i kontrollerede forsøg med jordsøjler udtaget fra organisk lavbundsjord i Danmark, at
klimabelastningen aftog med faldende grundvandsdybde ned til mindst 40 cm under jordoverfladen (Fig.
5.2). Dette var imidlertid den laveste vandstand, der indgik i undersøgelsen, og betydningen af dybere
grundvandsstand kunne derfor ikke konkluderes. Der er behov for yderligere viden om sammenhængen
mellem grundvandsstand og nettoudledninger af drivhusgasser for danske organiske jorder.
1411
1412
1413
1414
1415
1416
1417
1418
1419
1420
1421
1422
1423
1424
1425
1426
1427
Figur 5.2
.
Tab af CO
2
via økosystem respiration (ER), CO
2
via nettoøkosystem udveksling (NEE), metan (CH
4
)
og lattergas (N
2
O), samt den totale klimabelastning i CO
2
ækvivalenter (
Σ
GWP) i forsøg med kontrolleret
vandstand på dansk organisk jord (juli 2012 - april 2013). Den samlede klimabelastning stiger med stigende
grundvandsstand ned til mindst 40 cm dybde, men det blev ikke efterprøvet hvad dybere grundvandsstand
betyder for klimabelastningen (Karki et al., 2014).
5.2.2
Aktive beskyttelser - beskyttelsesniveau C1, C2, D1 og D2
Beskyttelsesniveau C1, C2, D1 og D2 omfatter arealer med paludikultur (C) eller udlagt som vådområder
(D), hvor det forudsættes, at alle har en dyb grundvandsstand der ligger på 50–100 cm eller på 30 – 50 cm
under jordoverfladen ved start af udtagningen. Sluttilstanden skal være oppe ved 0 – 30 cm under
jordoverfladen. Der vil derfor først blive set på, hvad en ændring i grundvandsstand fra hhv. 50 – 100 cm og
30 – 50 cm under overfladen til et niveau på 0-30 cm under overfladen betyder for mulige klimaeffekter.
Herefter vil effekten af de forskellige anvendelser i beskyttelsesniveauerne blive behandlet
Hvis der skal opnås en god reduktion i udledning af klimagasser fra vådlagte tørvejorde, skal vandstanden
op til overfladen eller tæt derved (Tanneberger et al., 2020; Tiemeyer et al., 2020), hvilket 0 – 30 cm under
overfladeniveau må anses for at være. Der vil dog skulle laves en afvejning, da vandstand op til
jordoverfladen eller højere vil reducere udledningen af CO
2
og N
2
O, men samtidig øge CH
4
-udledningen
66
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1428
1429
1430
1431
1432
1433
1434
1435
1436
1437
1438
1439
1440
1441
1442
1443
1444
1445
1446
1447
1448
1449
1450
1451
1452
1453
1454
1455
1456
1457
1458
1459
1460
1461
1462
betydeligt (Tiemeyer et al., 2020). Hertil skal også indregnes betydningen af lagring af kulstof i stående
biomasse i form af stængler, stammer og rødder og yderligere en lagring af kulstof i jorden i form organisk
stof fra nedfaldne blade og døde rødder.
Ved at standse dræningen af jorden på et sted, hvor grundvandsniveauet før udtagning varierer imellem
50-100 cm under overfladen, eller imellem 30-50 cm under overfladen, vil klimagas-emissionen kunne
begrænses kraftigt. Der findes dog kun få danske studier, der kan benyttes til at kvantificere og generalisere
netto-klimaeffekten ved denne ændring i grundvandsstand. Det bedste bud på, hvad vådlægning af
drænede tørvejorde betyder for udledningen af klimagasser kommer fra det internationale review af
Wilson et al. (2016), hvor forskellen imellem situationen med dræning og situationen efter vådlægning
vurderes til at være 17 ton CO2-ækv ha-1 år-1 i dybt drænede (50-100 cm under overfladen) og 5 ton
CO
2
-ækv ha
-1
år
-1
i svagt drænede (30-50 cm under overfladen), når der er tale om næringsrig græsmark.
Er der tale om vådlægning af agerland i omdrift vurderes forskellen til at være 26 ton CO
2
-ækv ha
-1
år
-1
,
og hvis udgangspunktet er næringsfattig græsmark vurderes forskellen til at være 21 ton CO
2
-ækv ha
-1
år.
-1
Disse tal inkluderer effekter på både CO
2
, CH
4
og N
2
O, hvor effekten af de to sidste stoffer er omregnet til
CO
2
-ækvivalenter. Der er således mulighed for betydelige reduktioner i emissionen af drivhusgasser.
Det er ikke muligt at give præcise tal for størrelsen af en ændring i CO
2
-ækv-balancen ved en ændring i
vandstand fra 0 – 30 m under overfladen til fast niveau ved overfladen, eller svagt svingende ved
overfladen, men det er en situation, hvor emissionen af metan spiller en meget stor rolle, og nok i de fleste
tilfælde vil overstige de positive effekter af nedbringelsen af CO
2
- og N
2
O udslippene.
5.2.2.1 Beskyttelsesniveau C1
Paludikultur er en betegnelse for klimavenligt land- og skovbrug på våde tørvejorde (Tanneberger et al.,
2020), hvilket kan være permanent græs, dyrkning af vand- og fugtighedstolerante græsser og dyrkning
af fugtighedstolerante træer som f.eks. rødel (
Alnus glutinosa
), dunbirk
(Betula pubescens
) og pilearter
(
Salix spp
.). Fugtighedstolerante græsser kan være rørgræs (
Phalaris arundinacea
), tagrør (
Phragmites
australis
) eller dunhammer (
Typha sp
.). Disse typer af afgrøder kan anses for energiafgrøder; rødel, dunbirk
og pil kan anvendes til flis eller brænde, og græsserne kan indgå i produktion af biogas, bioetanol eller
måske endda til flybrændstof. Samtidig kan afgrøderne dyrket ved paludikultur bidrage til opbygning af
kulstof dels i jorden og dels i den stående biomasse. Der vil her blive præsenteret resultater for lagring af
kulstof i tilfælde af, at paludikulturerne er rødel, som repræsentant for træafgrøder, og tagrør som
repræsentant for græsser og lignende.
Rødel har efter den første etableringsfase en tilvækst på 2,8 – 9,1 m
3
ha
-1
år
-1
i op til 100 år (Tyske tal) hvor
tallet varierer med beplantningens alder og vandmætning (Classens et al., 2010). Væksten er lavest ved
fuld vandmætning. En kubikmeter (m
3
) elletræ udgør 440 kg tørvægt (Dalmose Brænde, 2017), hvoraf ca.
50 % er kulstof, og 1 kg kulstof svarer til 3,67 kg CO
2
. Det betyder, at der kan lagres imellem 2,3 og 7,3 t CO
2
ha
-1
år
-1
i en paludikultur med rødel i en periode på op til 100 år efter etablering
67
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1463
1464
1465
1466
1467
1468
1469
1470
1471
1472
1473
1474
1475
1476
1477
1478
1479
1480
1481
1482
1483
1484
1485
1486
1487
1488
1489
1490
1491
1492
1493
1494
1495
1496
1497
Dyrkning af rørgræs kan i Danmark producere omkring 6,5 t biomasse (tørvægt, gennemsnit af to høst) ha
-
1
år
-1
(Karki et al., 2016), hvoraf 45 % kan anses for at være kulstof, dvs. der produceres ca. 2,9 t C ha
-1
år
-1
,
-1
hvilket svarer til 10.5 t CO
2
ha
år
-1
. Ud over produktion af overjordisk biomasse producerer de
fugtighedstolerante græsserne også underjordisk biomasse i form af rødder, der når de dør medfører en
forøgelse af dødt organisk stof og dermed jordens kulstofpulje. Hvor stor denne pulje er, vides ikke for
danske forhold, men en kinesisk undersøgelse af tagrør viser, at der er ca. 3 gange så stor underjordisk
biomasse som overjordisk (Dong et al., 2012). Der er altså et betydeligt potentiale for kulstoflagring ved
dyrkning af fugtighedstolerante græsser.
I beskyttelsesniveau C1 regnes med pumpning, hvilket vil gøre det muligt at kontrollere
grundvandsniveauet på relativt faste niveauer imellem 30 cm dybde og jordoverfladen. Da niveauet for
udledning af både CO
2
og CH
4
varierer betydeligt afhængigt af grundvandsstanden inden for dette
interval, er det valgte niveau af stor betydning. Hævning af grundvandsstanden til overfladeniveau vil i
forhold til 30 cm under overfladen frigive mere metan, hvilket ifølge tyske undersøgelser (Tiemeyer et al..
2020) kan komme helt op på 2 t CH
4
ha
-1
år
-1
, svarende til op til 50 t CO2-ækvha
-1
år
-1
. Ifølge Karki
et al.
(2016) kan helt op til 32 t CO
2
-ækv ha år
-1
opnås i en dansk lavbundsjord med dyrkning af rørgræs Der er
store usikkerheder på disse tal, men der er ingen tvivl om, at en grundvandsstand nær jordoverfladen kan
resultere i en stor frigivelse af metan, selvom andre faktorer også er med til at styre emissionen af metan.
Hvis vandstanden permanent holdes 20 cm under overfladen vil metan emissionen typisk kunne
begrænses betydeligt (Tiemeyer et al., 2020)
Et grundvandsniveau på ca. 0 cm, dvs. med vandmætning til jordoverfladen, reducerer derimod CO
2
udledningen til meget lave niveauer eller endda muligvis til en svag lagring af kulstof (Tiemeyer et al.,
2020). Hvis grundvandsniveauet hæves til 0 cm er tabet af N
2
O normalt også meget lille, og anses af IPCC
for at være ubetydelig og ansættes til nul (IPCC, 2014). Nyere studier fra finske tørvejorder (Minkkinen et al.,
2020) viser dog et tab på 0,5 – 1,0 kg N
2
O ha
-1
i vådlagte jorde, svarende til ca. 0,15 – 0,3 t CO
2
-ækv ha
-1
år
-1
.
Kombinationen af effekterne af paludikultur og ændret grundvandsstand fra dybt drænet (50-100 cm
under overfladen) til en situation med kontrolleret grundvandsstand kan give en forbedring af
klimagasbalancen på imellem 19 og 24 t CO
2
-ækv ha
-1
år
-1
for næringsrig græsmark. Hvis der er tale om
næringsrig græsmark bliver det imellem 7 og 12 t CO2-ækv ha
-1
år
-1
ved ændring fra overfladisk dræning
(30-50 cm), og 28 – 33 t CO
2
-ækv ha
-1
år
-1
hvis der omlægges fra drænet areal i omdrift, hvis der skiftes til
en paludikultur med rødel. Tilsvarende vurderes tallene til at være 15, 27 og 36 t CO
2
-ækv ha
-1
år
-1
hvis der
skiftes til paludikultur med tagrør.
I ovennævnte vurderinger er fjernelse af CO
2
fra atmosfæren til dannelse af biomasse i rødel eller rørgræs
anset som positiv for CO
2
-emissionen, men evt. energiforbrug til høst og transport må anses for at kunne
nedsætte denne effekt ligesom fjernelse/høst af biomassen skal indregnes i kulstofbalancen som en CO
2
68
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1498
1499
1500
1501
1502
1503
1504
1505
1506
1507
1508
1509
1510
1511
1512
1513
1514
1515
1516
1517
1518
1519
1520
1521
1522
1523
1524
1525
1526
1527
1528
1529
1530
1531
emission. I den udstrækning biomassen anvendes til at erstatte fossile brændstoffer har det dog en positiv
effekt for klimaet, da kulstoffet i biomassen er baseret på CO
2
assimilering i forbindelse med
træernes/planternes fotosyntese.
Fratrækkes tabet af N
2
O i kulstofbalancen (omregnet til CO
2
-ækv) ændres de ovenstående tal kun lidt,
men det helt afgørende er udledningen af metan. Den er stærkt afhængig af grundvandsstand, og kan
efter alt at dømme vende gevinsten på CO
2
til et samlet tab på drivhusgasser, hvis grundvandsstanden
ligger helt oppe i overfladen. Der er dog ikke tilstrækkelig viden om udviklingen i metanemission i årene
efter vådgøring. Det vil være vigtigt at sørge for, at grundvandsstanden holdes et stykke under overfladen
for at holde metanudslippet lavt nok til at få en samlet gevinst. Det vil også være positivt for væksten af
rødel, hvis vandstanden ikke er for høj. Da nettoudslippet af drivhusgasser ifølge vores nuværende viden
kan afhænge af relativt få centimeters forskelle i grundvandsstand, bør der foretages grundige
undersøgelser af, hvad der styrer denne sammenhæng, før dræning til en højere, fast grundvandsstand
efterfulgt af paludikultur kan anbefales.
5.2.2.2 Beskyttelsesniveau C2
Konklusionerne ved dette beskyttelsesniveau vil være stor set de samme som ved C1, nemlig at der er et
betydeligt potentiale til at opnå en reduktion i udledning af klimagasser, men at det afhænger stærkt af
niveauet imellem 0 og 30 cm (og om det kan holdes præcist). Det vil også her være vigtigt at undersøge
grundigt, hvordan man opnår den bedste balance imellem at forhindre forbrænding af kulstoffet til CO
2
og
samtidig undgå for stor metanemission. Ligeledes er der med varierende grundvandsstand, og dermed
vekselvirkning mellem aerobe og anaerobe forhold, dokumenteret en øget risiko for emission af lattergas
til atmosfæren (Leppelt et al., 2014). Derfor vil interaktioner mellem svingende vandstand og
tilgængelighed/tilførsel af N også kunne være stærkt påvirkende for den samlede klimaeffekt.
5.2.2.3 Beskyttelsesniveau D1 – vådområde med høst af biomasse
Et udnyttet vådområde er et areal, der er mættet med vand i hele eller dele af året, og som ikke falder
under kategorierne skov, agerland eller græsmark IPCC (2006).
Når et område, hvor vandstanden tidligere var drænet, omdannes til vådområde betyder det, at
vandstanden fremover kommer til at ligge over, ved eller tæt under overfladen. Dette betyder, at det
lagrede kulstof i jorden bliver beskyttet imod aerob omsætning til CO
2
, samtidig med at der fortsat vil være
en betydelig dannelse af metan. Emissionen af metan stiger liniært eller eksponentielt, når
grundvandsstanden nærmer sig overfladen, men denne stigning standser, når vandspejlet overstiger
jordoverfladen (Wilson
et al.
, 2016; Tiemeyer
et al.
, 2020). Det betyder, at metan-emissionen ikke er
afhængig af, hvor højt vandet står over overfladen, men afhænger af den mikrobielle nedbrydning af
kulstof under iltfrie forhold under jordoverfladen. Metanemissionen kan derfor forventes at være meget høj
også i denne situation (Wilson
et al.
, 2016; Tiemeyer
et al.
, 2020).
69
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1532
1533
1534
1535
1536
1537
1538
1539
1540
1541
1542
1543
1544
1545
1546
1547
1548
1549
1550
1551
1552
1553
1554
1555
1556
1557
1558
1559
1560
1561
1562
1563
1564
Høst af biomasse vil i dette tilfælde typisk kunne være tagrør eller andre græsser, der tolerer vandlidende
jord. Alt i alt betyder det, at der ikke kan forventes nogen nævneværdig forskel imellem metanudledningen
i et vådområde med høst af tagrør, og genvædede områder med paludikultur med dyrkning af tagrør. Da
næringsstofniveauet forventes at falde, vil den mikrobielle aktivitet dog falde, og der kan derfor forventes
en svagt faldende metanudledning, og dermed bedre klimagasbalance med tiden.
Konklusionen ved beskyttelsesniveau D1 er derfor, at der er stor risiko for at gevinsten i form af mindre
udledning af CO
2
fra mineralisring af tørvejorden og binding af CO
2
i biomassen, komprommiteres af
forøget produktion og frigørelse af metan. Der mangler dog sikker viden om størrelsen af metanemssion
efter vådlægning og især hvordan denne emission udvikler sig over tid i årene efter vådlægning. Som
nævnt i afsnit 3.4 angiver datasyntensen af Wilson et al. (2016) fx at den gennemsnitlige metanemission
fra vådlagte næringsrige jorder (288 kg CH
4
ha
-1
år
-1
) har et 95% konfidensinterval på mellem 0-1141 kg
CH
4
ha
-1
år
-1
.
5.2.2.4 D2 – vådområde med eller uden græsning
Her vil metanfrigørelsen som udgangspunkt være noget lavere end i D1 på grund af lavere næringsindhold,
men det ændrer givetvis ikke på at gevinsten ved at beskytte det organiske stof i jorden imod nedbrydning
ved at hæve grundvandsstanden, meget let kan tabes pga. metanproduktion. Der er ingen viden om,
hvordan afgræsning påvirker dette under danske forhold.
I vurderingerne af C1, C2 og D1 er den mulige lagring af kulstof i levende, døde og henfaldende rødder
pga. manglende viden ikke medregnet.
5.2.3
Referencer
Classens, H, Oosterbaan, A, Savill, P and Rondeux, J, 2010. A review of the characteristics of black alder
(Alnus glutinosa (L.) Gaertn.) and their implications for silvicultural practices. Forestry, 83 (2), 163 – 175.
doi:10.1093/forestry/cpp038
Dalmose
Brænde,
2017.
Brændværdi
og
massefylde
for
træ
til
brænde.
https://www.dalmosebraende.dk/cms-massefylde-og-brandvaerdi-for-braende.
(tilgået 7.1.2021).
Dong, W.
et al.
(2012) Study on the Carbon Storage and Fixation of Phramites autralis in Baiyangdian
Demonstration
Area,
Procedia
Environmental
Sciences
,
13(2),
pp.
324–330.
doi:
10.1016/j.proenv.2012.01.031.
Elsgaard L, Görres, CM, Hoffman, CC, Blicher-Mathiesen, G, Schelde K, Petersen SO (2012). Net ecosystem
exchange of CO2 and carbon balance for eight temperate organic soils under agricultural management.
Agriculture Ecosystems and Environment 162, 52-67.
IPCC (2006) 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories (5 volumes). Prepared by the
National Greenhouse Gas Inventories Programme. Eggleston, H.S., Buendia, L., Miwa, K., Ngara, T. & Tanabe,
70
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0071.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1565
1566
1567
1568
1569
1570
1571
1572
1573
1574
1575
1576
1577
1578
1579
1580
1581
1582
1583
1584
1585
1586
1587
1588
1589
1590
1591
1592
1593
1594
1595
K. (eds.), IGES, Japan. Online at:
http://www.ipcc-nggip.iges.or.jp/public/2006gl/index.html,
(tilgået
7.1.2021).
IIPCC (2014), 2013 Supplement to the 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories:
Wetlands, Hiraishi, T., Krug, T., Tanabe, K., Srivastava, N., Baasansuren, J., Fukuda, M. and Troxler, T.G. (eds).
Published: IPCC, Switzerland. http://www.ipcc-nggip.iges.or.jp/public/wetlands/
Kandel TP, Karki S, Elsgaard L, Labouriau R, Lærke PE (2020). Methane fluxes from a rewetted agricultural
fen during two initial years of paludiculture. Science of the Total Environment 713, 136670.
https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.136670
Kandel TP, Lærke PE, Hoffmann CC, Elsgaard L (2019). Complete annual CO2, CH4, and N2O balance of
a temperate riparian wetland 12 years after rewetting. Ecological Engineering 127, 527- 535
Leppelt T, Dechow R, Gebbert S, Freibauer A, Lohila A, Augustin J, Dro¨sler M, Fiedler S, Glatzel S, Hoper H,
Jarveoja J, Lærke PE, Maljanen M, Mander U , Makiranta P, Minkkinen K, Ojanen P, Regina K, Stromgren M
(2014) Nitrous oxide emission budgets and land-use-driven hotspots for organic soils in Europe.
Biogeosciences 11:6595–6612.
Karki S, Elsgaard L, Audet J, Lærke PE (2014) Mitigation of greenhouse gas emissions from reed canary grass
in paludiculture: effect of groundwater level. Plant and Soil, 383, 217–230.
Karki, S, Elsgaard, L, Kandel, TP, Lærke, PE, (2016) Carbon balance of rewetted and drained peat soils used
for biomass production: a mesocosm study,
GCB Bioenergy
, 8(5), pp. 969–980. doi: 10.1111/gcbb.12334.
Minkkinen, K, Ojanen, P, Koskinen, M, Penttilä, T, (2020) Nitrous oxide emissions of undrained, forestry-
drained, and rewetted boreal peatlands,
Forest Ecology and Management
. Elsevier, 478(August), p.
118494. doi: 10.1016/j.foreco.2020.118494.
Olesen JE, Greve MH, Elsgaard L, Lærke PE, Dalgaard T (2019). CAP2020 analyse om muligheder for
beskyttelse af tørvejorde. Notat til Landbrugsstyrelsen, DCA - National Center for Fødevarer og Jordbrug.
Schäfer CM, Elsgaard L, Hoffmann CC, Petersen SO (2012). Seasonal methane dynamics in three temperate
grasslands on peat. Plant and Soil 357, 339-353
Tanneberger, F, Schröder, C, Hohlbein, M, Lenschow, U, Permien, T, Wichmann, S, Wichtmann, W, (2020)
Climate Change Mitigation through Land Use on Rewetted Peatlands – Cross-Sectoral Spatial Planning for
Paludiculture in Northeast Germany,
Wetlands
. Wetlands, 25. doi: 10.1007/s13157-020-01310-8.
Tiemeyer B, Freibauer A, Borraz EA, Augustin J, Bechtold M, Beetz S, Beyer C, Ebli M, Eickenscheidt T, Fiedler
S, Förster C, Gensior A, Giebels M, Glatzel S, Heinichen J, Hoffmann M, Höper H, Jurasinski G, Laggner A,
LeiberSauheitl K, Peichl-Brak M, Drösler M (2020). A new methodology for organic soils in national
71
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1596
1597
1598
1599
1600
greenhouse
gas
inventories:
Data
synthesis,
derivation
and
application.
Ecol.
Ind.
109.
DOI:https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2019.105838.
Wilson D, Blain D, Couwenberg J, Evans CD, Murdiyarso D, Page SE, Renou-Wilson F, Rieley JO, Sirin A, Strack
M, Tuittila ES (2016). Greenhouse gas emission factors associated with rewetting of organic soils. Mires and
Peat 14, Article 04, 1-28.
72
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1601
1602
1603
1604
1605
1606
1607
1608
1609
1610
1611
1612
1613
1614
1615
1616
1617
1618
1619
1620
1621
1622
1623
1624
1625
1626
1627
1628
1629
1630
1631
1632
1633
1634
1635
5.3
Kvælstofeffekter forbundet med beskyttelse af jordens kulstofpulje
Christen Børgensen, Institut for Agroøkologi, Aarhus Universitet; Jesper Bak, Institut for Bioscience, Aarhus
Universitet, fagfællebedømmer Carl Christian Hofmann
5.3.1 Kvælstofeffekter ved omlægning af dyrket tørvejord til forskellige beskyttelses
niveauer.
Kvælstofeffekten af omlægning af dyrkede tørvejorde består i både en direkte effekt af omlægningen
(vådlægningen) og en afledt effekt af dyrkningen (ændret arealanvendelse). For at have en effektiv
dyrkning af landbrugsarealer kræves både effektiv dræningen samt mulighed for jordbearbejdning
(pløjning, harvning, såning, høst og N gødskning). Dyrkningen af jorden har stor betydning for tabet af N ved
udvaskning, ammoniak fordampning samt tab ved denitrifikation, da afgrøderne både påvirker
udvaskningen via N optagelsen, størrelsen af C og N tilbageført til jorden med afgrøderester, samt i nogen
grad har betydning for de abiotiske betingelserne for C og N omsætningen i jorden. Ved vådlægning af
lavbundsarealer begrænses muligheden for dyrkningen, ved at muligheden for jordbearbejdning, såning,
og høst i lange perioder af afgrødevækstperioden bliver vanskelig, pga. høj grundvandsstand og
oversvømmelse på marken. Desuden bliver vilkårene for afgrøde vækst også begrænset under
vådlægning, da de fleste landbrugsafgrøder kræver iltrige forhold i rodzonen for at opretholde en god
plantevækst. Effekten af periodevis vådlægning (efterår, vinter og tidlig forår) på vår og vinterkorn er
tidligere blevet behandlet i Børgesen et al., 2012. Her fandt man betydelig udbyttenedgang ved
grundvandsspejl i dybden 40-50 cm. Ved en periodevis vådlægning anses det kun muligt, at opretholde
planteproduktion ved enten vedvarende græs produktion eller med andre flerårige energiafgrøder såsom
græs eller andre energiafgrøder (træer).
Effekten af omlægningen fra dyrkede marker til helt eller delvist vådlagte områder betyder, at N tilførslen
med gødning og jordbearbejdningen enten helt ophører eller ændres betydeligt. Herved vil udvaskningen
af nitrat sandsynligvis også falde med årene, som følge af mindre N tilførsel, mindre jordbearbejdning og
permanent afgrødedække. Hvor mange år der går, før udvaskningen er faldet til et stabilt lavere niveau, er
der forskellige måle-data for. I tabel 1, side 117 i virkemiddelkataloget (Eriksen et al. 2020) er der lavet
opgørelser over udvaskningen efter udtagning af lavbundsarealer og højbundsarealer til brak. For
højbundsjorde er der for stationsmarker i Loop områder (Bilag 5.2 i Blicher-Mathiesen et al., 2019) målt en
flerårige (>4 år) forhøjet udvaskning efter udtagning. Dette skyldes den flerårige effekt af dyrkningen på
den omsættelige N pulje i landbrugsjorden, der ved den fortsatte omsætning af organisk stof i jorden kan
medfører ophobning af mobilt N (fmineralsk N som nitrat) i rodzonen. Ved lav N optagelse i brakmarker
samt ved overskudsnedbør kan dette medfører nitratudvaskningen i årene efter omlægning. For andre
lokaliteter er der målt en lav udvaskning i de første år efter omlægning. I virkemiddelkataloget, Eriksen et
al (2020, Tabel 1, side 153) er der lavet opgørelser over nitrat koncentrationen og udvaskningen efter
udtagning af landbrugsarealer til skovrejsningsarealer. Her ses også at nitrat-N koncentrationen for de fleste
73
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1636
1637
1638
1639
1640
1641
1642
1643
1644
1645
1646
1647
1648
1649
1650
1651
1652
1653
1654
1655
1656
1657
1658
1659
1660
1661
1662
1663
1664
1665
1666
1667
1668
1669
undersøgelser i de første år (0-5 år) er stor, og at nitratudvaskningen er på niveau med udvaskning under
dyrkede arealer (Børgesen et al., 2019).
Lavbundsarealer er ofte udstrømningsarealer for drænvand eller grundvand fra omkringliggende
højbundsarealer. Således modtager disse områder både vand og nitrat-N fra omkringliggende arealer fra
såkaldte ”diffuse kilder” (grundvand i form af kildevæld ved skræntfoden, drænudløb eller underjordisk
udstrømning). Disse bidrag gør, at opgørelsen af både en vandbalance og N balance for vådbundsarealer
er vanskelige at opgøre. Kildeopsplitningen mellem internt skabt nitratudvaskning og kvælstof fra de diffuse
bidrag er derfor meget usikre, da der er usikkerheder på, hvor kvælstof udvaskning stammer fra. Dette gør
at er det ofte også er meget vanskeligt at opgøre N retentionen for lavbunden.
Under forhold i lavbunden med effektiv dræning af markerne vil til-strømmende vand og kvælstof fra de
omkringliggende arealer oftest ledes direkte ud i recipienten (vandløb, sø, fjor), og derved vil der ikke ske
en fjernelse ved denitrifikation (samlet kaldet N-retention) mellem kilde for tilstrømning og recipienten.
Under dårligere dræningsforhold i lavbunden vil der også ske en opblanding med lavbundens interne
vandoverskud og nitrat-N der udvaskes. Vandstrømningen vil under de dårligt drænede forhold kun ske
gennem dybere jordlag hvorved denitrifikationen kan være mere sandsynlig under de reducerede forhold
i dybere jordlag der findes i lavbunden.
Vådlægning af lavbundsarealer vil også kunne medføre periodevis vand på overfladen, som herved kan
få karakter af en sø eller mose med permanent vanddækning. Her vil der kunne ske eutrofiering hvor til-
strømmende eller frigivet nitrat-N vil optages i alger og omdannes til organisk bundet N, der så kan
transporteres med overfladestrømmende vand ud af vandløbet nedstrøms vådområdet.
For lavbundsarealer der omlægges til fulde vådlagte arealer, reduceres N-tabet til vandløbet på kort tid
(<1 år) (Hoffmann et al., 2006), da denitrifikationen ved vådlægningen vil være større end den forøgede
N-frigivelse ved mineralisering fra jordens omsættelige organisk N pulje.
5.3.2 Målinger af N retention i forskellige typer vådområder.
Virkemiddelkataloget (Eriksen et al., 2020) opsummerer en række resultater for kvælstoffjernelse fra
etablering af naturlige vådområder (tabel 1 på siderne 345-347). Resultaterne er baseret på en
massebalanceopgørelse over, hvad der til-strømmer af kvælstof til vådområder og hvad der forlader
området. Hertil estimeres, hvad effekten af ændret arealanvendelse har haft på udvaskningen fra området.
Kvælstoffjernelse på arealer, der overrisles med dræn og/eller grøftevand, ligger som gennemsnit på
136±83 kg N ha
-1
år
-1
med en procentuel fjernelse tæt på 45 % (Tabel 1, s 346). Undersøgelser af genskabte
mosearealer viser en kvælstoffjernelse på 180±56 kg N ha
-1
år
-1
med en gennemsnitlig effektivitet på 38 %
(Tabel 2, s 346). Ådalsprojekter (vådlægning af drænede ådale) hvor kvælstoffjernelsen er målt ved at se
på kvælstoftransporterne op- og nedstrøms for projektområdet, har i gennemsnit fjernet 188±97 kg N ha
-1
år
-1
for de fem genetablerede ådale, der er målt på (Tabel 3, s 346). Den procentuelle fjernelse varierer
74
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1670
1671
1672
1673
1674
1675
1676
1677
1678
1679
1680
1681
1682
1683
1684
1685
1686
1687
1688
1689
1690
1691
1692
1693
1694
1695
1696
1697
1698
1699
1700
1701
1702
1703
meget, fordi vandløbsoplandenes størrelse kan variere betydeligt. For genetablere tørlagte søer har
målingerne vist, at disse kan være lige så effektive som egentlige vådområder (Tabel 5 s 347) og den
samlede effekt er opgjort til 152 ± 75 kg N ha
-1
år
-1
. I tabellerne 1, 2, 3 og 5 (Eriksen et al., 2020, p. 345-347)
tillægges en effekt til renseeffekten på baggrund af den aktuelle arealanvendelse i oplandet før
omlægning. Disse estimeres ved brug af typetal jf. Miljøstyrelsen (2014). Det betyder at den estimerede
udvaskning (før omlægning) lægges til den målte effekt (massebalancen) i beregning af en samlet effekt.
Effekten er således angivet til at blive mellem 20-50 kg N ha
-1
år
-1
større. Således er den samlede
gennemsnitlige N-retention beregnet til henholdsvis 45±23 % for vådområder med dræn og/eller
grøftevand, 38±4 % for genoprettede mosearealer, 28±21 % for ådalsprojekter og 43 ± 19 % for
genetablerede søer under vådområdordningen (Eriksen et al., 2020).
I en nyere dansk opgørelse af effekten af vådlægning af lavbundsarealer (Audet et al., 2020), er der lavet
en opgørelse af vådområdeeffekten ved genetablering af 8 vådområder og søer. Disse blev intensivt
moniteret ved målinger af transport N, P og fluxe af vand ind i området og fra områderne igennem
kalenderåret 2015. Her er der lavet separate opgørelser baseret på massebalancer af ændringer i
vandbalancen samt nitrat-N og total-N. De genetablerede 8 vådområder er etablerede i perioden 2003-
2012. Således er der for de fleste arealer sket en omsætning og udvaskning af den oprindelige organiske
N pulje i rodzonen betinget af dyrkningspraksis i perioden op til perioden, forud for perioden hvor
moniteringen er foretaget. Resultaterne viser en gennemsnitlig (simpelt gennemsnit af de otte oplande) på
fjernelse af total N på 152 kg N ha
-1
år
-1
vådlagt areal og en reduktion af nitrat-N transporten ind og ud af
oplandet på 161 kg N ha
-1
år
-1
. Vægtes disse resultater fra de otte områder i forhold til arealet, der er
vådlagt, således at alle hektar der indgår i vådlægningen indgår med samme vægt fås for total N en
fjernelse på 109 kg N ha
-1
år
-1
og for nitrat-N en reduktion på 139 kg N ha
-1
år
-1
. Forskellen mellem nitrat-N
fjernelsen og total-N forklares ved, at der i de reetablerede søer forekommer eutrofiering, hvor nitrat-N
bindes i alger og transporteres ud af det vådlagte område i organisk N-form Hoffman et al., 2018. Desuden
kan det ved delvist vådlægning forekomme, at organiske forbindelser i de øvre jordlag opløses i vandet og
føres bort med vandet, som fundet i Petersen et al. (2020). Dette skyldes formodentlig i undersøgelserne en
stor hydraulisk gradient der flytter partikulært og opløste organisk N fra det øvre jordlag (pløjelaget). Ved
eutrofiering kommer nitrat-N på organisk form, der sammen med ammonium-N udgør den primære forskel
mellem nitrat-N og de målte total N i det målte til-strømmende vand og i afstrømningsvand.
Virkemiddelkataloget (Eriksen et al., 2020) Tabel 1 S346 opgør en kvælstoffjernelse af total N opgjort til at
ligge mellem gennemsnitlig 136 og 188 kg N ha
-1
år
-1
, med et gennemsnit på alle typer vådlagte områder
på 150 kg N ha
-1
år
-1
svarende til 43 %. Dette er på samme niveau mht. total N-fjernelse som fundet i
gennemsnit for de otte søer i Audet et al. (2020). Der er dog ikke inkluderet effekten af den ændrede
arealanvendelse på udvaskningen i disse beregninger.
75
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1704
1705
1706
1707
1708
1709
1710
1711
1712
1713
1714
1715
1716
1717
1718
1719
1720
1721
1722
1723
1724
1725
1726
1727
1728
1729
1730
1731
5.3.3 Effekten af ændret arealanvendelse på udvaskningen
I opgørelsen af ændret arealanvendelse angives der i Miljøstyrelsen (2014) ”Beregning af N reduktion ved
ændret arealanvendelse i projektområdet”, at udvaskningsreduktionen afhænger af den tidligere
arealanvendelse og der anføres følgende: ”For arealer der gødes efter normen, og hvor jorden er
sandblandet lerjord og der er gennemsnitlig nedbør anføres at der kan anvendes følgende tal: Udtagning
af agerjord: 45-50 kg N /ha, Vedvarende græs: max. 10 kg N ha
-1
år
-1
, Naturarealer: max. 5 kg N ha
-1
år
-1
.
Ved beregningerne skal man huske, at der fra Naturarealerne efter projektets gennemførelse også
udvaskes kvælstof, der skal modregnes i opgørelsen. Dette sker i regnearkets faneblad “vedr. Omsætning”
Miljøstyrelsen (2014).
I virkemiddelkataloget Eriksen et al. (2020) antages, at den fulde effekt af ændret arealanvendelse vil slå
igennem på reduktionen i N-transporten fra vådområdet, således antages ingen N-tab ved udledning fra
arealet efter vådlægningen. For delvist vådlagte lavbundsarealer kan der forventes en udvaskning efter
omlægning af lavbundsarealer. Denne skal kvantificeres, for at kunne opgøre forskellige N-fjernelse for de
forskellige beskyttelsesniveauer defineret i kap 5.0.
For at kunne fastlægge effekten af vådlægning og en delvis vådlægning af forskellige typer arealer skal
der opgøres, hvorledes udvaskningen var før omlægning afhængig af dyrkningsintensitet, jordbund mv.
også hvorledes udvaskningen er efter omlægning. I tabel 5.2 er der lavet en opgørelse af forventede
nitratudvaskningens reduktioner fra rodzonen opgjort for omdriftsarealer og for vedvarende græs begge
for næringsrige jorde jf. opdelingen i kapitel 5.1. For at kunne opgøre den samlede effekt af ændret
arealanvendelse på udledningen af N til recipient skal der ud over nitratudvaskningen i rodzonen og tages
højde for den samlede retention (N-tilbageholdelse mellem rodzonen i lavbunden og bundsedimentet i
vandløbet). I tabellen er der lavet eksempelberegninger med en antaget lav retention (10 %) og en høj
retention på 30 %. Effekten af omlægningen på udledningen er opgjort til at være lavere for omlægning af
omdriftsarealer med høj N rentention end ved lav N retention. Effekten er desuden lavere ved omlægning
af vedvarende græsmarker til vådområder, da udvaskningsniveauet er lavere for vedvarende græs end
for omdriftsarealer.
Generelt er effekten lidt forskellig fra typetal fra Miljøstyrelsen 2014. Der er lavere effekt ved omlægning af
omdriftsarealer til vedvarende græs og større effekt for omlægning af vedvarende græs til vådområde.
76
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0077.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1732
1733
1734
1735
Tabel 5.2 Estimater af udvaskningsreduktion og effekter af vådlægning ved hhv. 10 % og 30 % N retention
mellem rodzonen og vandløbet. Estimaterne er baseret på gennemsnitsresultater modelberegnet
udvaskning med NLES5 modellen fra Børgesen et al. (2019). Der er til sammenligning vist Miljøstyrelsens
(MST) antagne typetal for N effekter i vandløb ved omlægning.
Areal
anvendelse
Før
Arealanvendel Udvaskningsre
se
Efter duktion
vådlægning
Rodzonen
Kg N ha
-1
Vedvarende
græs
Vådområde
Vådområde
40
Mark omdrift
Effekt
af Effekt
af MST*
vådlægning
vådlægning
Effekt
ved 10 % N- ved 30 % N- vandløb
retention.
retention.
Kg N ha
-1
Kg N/ha
-1
Kg N ha
-1
36
28
35-40
35
21
45-50
10
i
1736
1737
1738
1739
1740
1741
1742
1743
1744
1745
1746
1747
1748
1749
1750
1751
1752
1753
1754
1755
1756
1757
1758
Mark omdrift
50
45
Vedvarende
30
27
græs
*
Effekter angivet for gennemsnits nedbør Miljøstyrelsen
(2014).
5.3.4 Effekt af vådlægning på ammoniakfordampningen
Som beskrevet i kapitel 5.0 er der en række af de mulige beskyttelsesniveauer, der vil medføre et stop for
udbringning af gødning på de berørte arealer. Dette vil medføre en reduktion af ammoniakfordampning
forbundet med gødningsudbringningen. Forøgede luftkoncentrationer og atmosfærisk deposition af
ammoniak har en række negative konsekvenser på miljø og sundhed, både i Danmark og i udlandet som
følge af den lange transport af ammoniak i atmosfæren.
Det samlede niveau af ammoniakemissioner fra Danmark er reguleret af internationale aftaler hvor de
nødvendige virkemidler løbende justeres for at leve op til reduktionsmålene. Det er dermed usikkert, om en
reduktion af ammoniakfordampning på de her berørte arealer på længere sigt vil medføre en reduktion af
de samlede danske ammoniakemissioner. En reduktion af ammoniakfordampning på de enkelte arealer
vil derimod med sikkerhed betyde en reduceret belastning på naturarealer, der grænser op til disse arealer.
Den mulige effekt heraf er belyst med udgangspunkt i en miljøkonsekvensvurdering af forslag til ændret
husdyr arealregulering, der blev udført i 2016 (Bak, 2016). Effektvurderinger er baseret på tålegrænser og
overskridelser heraf. Tålegrænsen for kvælstof defineres som: ”Den højeste deposition af kvælstof som NH
x
og/eller NO
y
hvorunder skadelige effekter på økosystemets struktur og funktion ikke forekommer vurderet
med den nuværende viden“ (Werner og Spranger, 2006). Der er dels anvendt empirisk baserede
tålegrænser udviklet af UNECE (Bobbink m.fl., 2011), dels danske beregnede tålegrænser baseret på
bevarelse af biodiversitet (Bak, 2013). Empirisk baserede tålegrænser er anvendt for kategori 2 og 3 natur,
der kun er beskyttet af Naturbeskyttelsesloven, medens der er anvendt biodiversitetsbaserede tålegrænser
for kategori 1 natur, hvor Habitatdirektivet fordrer anvendelse af et forsigtighedsprincip ved
konsekvensvurdering.
77
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0078.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
•
1759
1760
1761
1762
1763
1764
1765
1766
1767
1768
1769
1770
1771
1772
Kategori 1 natur er kortlagte forekomster af ammoniakfølsomme habitatnaturtyper indenfor Natura
2000 områderne og forekomster af ikke Natura 2000 kortlagte, men § 3-beskyttede heder og
overdrev indenfor Natura 2000 områderne.
•
Kategori 2 natur er områder udenfor Natura 2000 områderne omfattende højmoser og lobeliesøer
samt § 3-beskyttede heder, der i sig selv er større end 10 ha, og § 3-beskyttede overdrev, der i sig
selv er større end 2,5 ha.
•
Kategori 3 natur er defineret som anden ammoniakfølsom § 3 natur (omfattende moser samt
mindre heder og overdrev) og ammoniakfølsomme skove udenfor Natura 2000 områderne.
Det er antaget, at det yderste randområde på 20 m af et naturareal, der grænser op mod
udbringningsarealer, er så kraftigt belastet af landbrugsdriften, at en ændring i gødningsudbringning ikke i
sig selv vil medføre en væsentlig ændring i områdets tilstand. Der er derfor set på effekten af en ændring i
påvirkning for den del af naturarealet, der ligger inden for denne randzone. Figur 5.3 viser den beregnede
ændring i andel af areal med overskridelser af tålegrænserne for hhv. kategori 1, 2, og 3 natur ved en
ændret belastning som følge af ændring i ammoniakfordampning på tilstødende landbrugsarealer.
1773
1774
1775
1776
1777
1778
1779
1780
1781
1782
Figur 5.3 Ændring i andel af areal med overskridelse af tålegrænsenfor kategori 1, 2 og 3 natur inden for en
20 m randzone ved ændring i afsætningen ved kanten af naturarealet (Bak, 2016)
Der er for både kategori 1, 2 og 3 natur en forholdsvis lineær sammenhæng mellem reduktion i belastning
fra gødningsudbringning på tilstødende arealer og ekstra beskyttet areal (arealandel under tålegrænsen).
Effekten er mindst for kategori 1 natur, hvor arealandelen med overskridelse af tålegrænsen er størst pga.
lavere tålegrænser.
Som beskrevet i afsnit 2.6.1 er der ca 171.000 ha kulstofrige jorder med ansøgte landbrugsafgrøder i 2018.
58.000 ha heraf er permanente græsarealer, hvoraf 23.000 ha i dag ikke modtager N. I alt forventes godt
44.000 ha ud af de 171.000 ha lavbundsjorder med ansøgte landbrugsafgrøder i dag ikke at modtage N.
78
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0079.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1783
1784
1785
1786
1787
1788
1789
1790
1791
På baggrund af de landsdækkende opgørelser (Bak, 2016) er det skønnet, at omkring 52 % af de gødede
arealer
regelmæssigt/primært
gødes
med
husdyrgødning
og
har
en
gennemsnitlig
årlig
ammoniakemission >5 kg N ha
-1
. Et stop for gødningsudbringning på tilstødende arealer vil kunne betyde
en reduktion i belastning på (i størrelsesorden) 1 kg N ha
-1
år
-1
ved kanten (Bak m.fl., 2018). Det resulterende
ekstra beskyttede areal (areal med N belastning under tålegrænsen) er vist i tabel 5.3. Det kan bemærkes,
at der også vil forventes en positiv effekt af reduceret belastning af arealer, hvor belastningen ikke
reduceres til et niveau under tålegrænsen, men denne effekt er vanskelig at kvantificere.
Tabel 5.3
Muligt ekstra beskyttet naturareal som følge af stop for gødningsudbringning på 126.000 ha
lavbundsjorder. Alene effekter af ophør af N gødskning er vurderet.
Beskyttet areal (ha)
Kategori 1
32
Kategori 2
188
Kategori 3
585
1792
1793
1794
1795
1796
1797
1798
1799
1800
1801
1802
1803
1804
1805
1806
1807
1808
1809
1810
1811
1812
1813
1814
1815
Der er tale om en maksimal effekt baseret på ophør af gødningsudbringning på 126.000 ha. Hvis der
vælges at vådlægge et mindre areal, eller anvendelse af beskyttelsesniveauer med fortsat N gødskning,
vil effekten være tilsvarende mindre. De beregnede arealer kan primært bruges til at vurdere
størrelsesordenen af den mulige natur-effekt, idet der er væsentlige usikkerheder forbundet med denne
type opgørelser.
I forhold til de tidligere landsdækkende opgørelser indeholder de her betragtede arealer en væsentlig
større andel af permanent græs, hvoraf størstedelen af det areal, der ikke er omfattet af MVJ ordninger, dog
med normalt udbytte og dermed ikke nødvendigvis har lave ammoniakemissioner. Der kan i forhold til den
landsdækkende beregning for lavbundsjorderne forventes en større andel af naturarealer, der grænser op
mod udbringningsarealer, hvilket kan betyde at den mulige natur-effekt (her målt som beskyttet areal) kan
være undervurderet. Der kan være enkelte af de arealer, der indgår i analysen, der også er § 3 registrerede
og hvor gødskning dermed vil ophøre i 2022. Betydningen heraf for den samlede analyse er vurderet at
være under 10 %.
5.3.5 Samlet effekt på N udledningen til vandløbet.
I tabel 5.4 er den estimerede kvælstof effekt for de forskellige beskyttelsesniver beskrevet i kapitel 5.0
opgjort baseret på en række antagelser.
Effekten opgjort ud fra den forventede betydning af vådlægning på retentionen mellem mark og
vandløbssystem, samt baseret på gennemsnitsbetragtninger på nitratudvaskning for omdriftsarealer på
sandjorde (70 kg N ha
-1
) og vedvarende græs for sandjorde (30 kg N ha
-1
) er afrundede gennemsnitstal
for landbrugsarealerne efter Børgesen et al. (2019). Der er en betydelig usikkerhed og variation på disse tal,
både pga. jordtype og forskelle i nedbørsoverskud mellem forskellige dele af landet. Desuden er
lavbundsarealer ikke hydrologisk eller mht. jordbundsforhold sammenlignelige med gennemsnitlige
højbundsarealer som udvaskningsestimaterne baseres på. Ved denne usikkerhed er der også store
79
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1816
1817
1818
1819
1820
1821
1822
1823
1824
1825
1826
1827
1828
1829
1830
1831
1832
1833
1834
1835
1836
1837
1838
1839
1840
1841
1842
1843
1844
1845
1846
1847
1848
1849
usikkerheder på effektopgørelsen i rodzoneudvaskningen ved omlægning til de forskellige
beskyttelsesniveauer. Der er ikke udvaskningsdata i NLES5 databasen Børgesen et al., 2019, som kan
henføres til arealer med lav næringstilstand, da alle målinger er fra dyrkedede landbrugsarealer. Da
udvaskningen i høj grad er bestemt ud fra potentialet for N-mineraliseringen af organisk bundet N, vil en
høj og lav næringstilstand have betydning for N-udvaskningsniveauet. Der er vurderet, at arealer med lav
nærringsstilstand har et udvaskningsniveau for omdrifts-arealer på omkring 50 kg N ha
-1
og vedvarende
græsmarker på henholdsvis 20 og 15 kg N ha
-1
afhængig af om de gødes med kvælstof. Disse tal er igen
meget usikre, da de ikke er empirisk begrundede som for nærrigsrige jorde, men vurderet til at være 10 kg
N ha
-1
lavere end for næringsrige jorde.
Beregningen af effekten af omlægning til de forskellige beskyttelsesniveauer er gennemført ved, at
adskille effekten af vådlægningen der påvirker N-retentionen på udvaskningen fra lavbundsarealet før og
efter omlægning, og så effekt af ændringer i arealanvendelsen på udvaskningen fra rodzonen. For
vådlægning med periodevis oversvømmelser som angivet for vådområder i Eriksen et al., 2020 skal der
også adderes effekten af N-reduktionen på til-strømmende kvælstof i vandet fra vandløb der oversvømmer
vådbundsarealerne.
Der antages både en udvaskning før og efter omlægningerne med og uden tilførsel af N-gødning. I
kolonnen Nedre og Øvre N-retention antaget før vådlægning er angivet to N-retentioner der efterfølgende
beregnes med i opgørelsen af effekten. I kolonnen Stigning i N retention antaget efter vådlægning er der
angivet en stigning der forventes af de ændrede dræningsforhold efter omlægning. I kolonnerne Øvre
effekt på udledning til vandmiljø uden gødning og d Nedre effekt på udledning til vandmiljø med gødning
angives henholdsvis max effekten og minimums effekten på N udledningen til vandløbet som afhængig af
ændret arealanvendelse og ændret N retention mellem rodzonen og vandløbet.
������������������������
������������������������������������������������
= (100 %
−
10 % )
����������������
70
���������������� �������� ���������������� −
(�½100
−
(10 % + 10 %)
�½ ����������������
25
���������������� �������� ����������������)
overrisling med vandløbsvand
For B1 kan den øvre effekt beregnes som
+
effekt
af
Her fratrækkes retentionen i før situationen på 10 % fra 100 % således at 90 % af udvaskningen i rodzonen
når frem til vandløbet. Efter omlægning er retentionen steget med 10 % således vil 80 % af den udvaskning
der er på 25 kg N ha
-1
nå frem til vandløbet. Effekten kan så opgøres som differencen mellem de 63 kg N
ha
-1
og de 20 kg N ha
-1
, der giver en effekt på 43 kg N ha
-1
. Hvis der forekommer overrisling med
vandløbsvand som for vådområder skal der tillægges en effekt på de 150 kg N ha
-1
, som er typetallet for
naturlige vådområder jf Eriksen et al. (2020). For B1 er der dog ingen vådområde effekt derfor sættes den
til 0 kg Nha
-1
.
������������������������
������������������������������������������������
= 90 %
����������������
70
���������������� ��������/ℎ��������–
80 %
����������������
25
���������������� ��������/ℎ��������
+ 0
���������������� ��������/ℎ��������
= 63
���������������� ��������/ℎ�������� −
20
���������������� ��������/ℎ��������
= 43
���������������� ��������/ℎ��������
80
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1850
1851
1852
1853
1854
1855
1856
1857
1858
1859
1860
1861
1862
1863
1864
1865
1866
1867
1868
1869
1870
1871
1872
1873
1874
1875
1876
1877
1878
1879
1880
1881
1882
1883
For C1, C2, D1 og D2 beregnes efter samme princip men her adderes effekten for vådområder (150 kg N
ha
-1
) til effekten af omlægningen.
For A1 og A2 antages det svagt stigende grundvandsstand ikke at påvirke N retentionen mellem rodzonen
og vandløbet. Således antages der alene en effekt på udvaskningen af ændret arealanvendelse. Her
antages der ingen oversvømmelser fra vandløb og således ingen N-retention på N i vandløb. Der er her
antaget at arealet i før situationen har været drevet som omdriftsmarker pga. den lave grundvandsstand
og høje nærings tilstand.
For B1, B2 og B3, hvor drænsystemet gror til og grundvandsstanden øges til 50-100 cm vil der forekomme
en stigende N-retention mellem rodzonen og vandløbet. Her er antaget en stigning på 10 % på effekten af
ændret arealanvendelse. Her antages der ingen oversvømmelser fra vandløb, således ingen N-retention
på vandløbs–N. Der er her antaget, at arealet i før situationen har været drevet som gødet vedvarende
græsmark pga. den høje grundvandsstand.
For B4, B5 og B6, hvor drænsystemet gror til og grundvandsstanden øges til 30-50 cm vil der forekomme
en større stigning i N-retention mellem rodzonen og vandløbet. Her er antaget en stigning på 30 % på N-
retentionen af den øgede grundvandsstand. Her antages der ingen oversvømmelser fra vandløb således
ingen N-retention på vandløbs – N. Der er her antaget at arealet har været drevet som gødet vedvarende
græsmark pga. den høje grundvandsstand. For beskyttelsesniveau B6 antages at udgangssituationen er
ikke gødet og derfor også har et lavere udgangsudvaskning sammenlignet med B4 og B5.
For C1 og C2, hvor drænsystemet gror til og grundvandsstanden øges til 0-30 cm vil der forekomme en
større stigende N-retention mellem rodzonen og vandløbet. Her er antaget en stigning på 50 % på N-
retentionen af den øgede grundvandsstand. Her antages der også fuld effekt af oversvømmelser fra
vandløb og den fulde effekt af vådområdet opnås på kvælstof i vandløbsvand. Der er her antaget, at
arealet har været drevet som gødet vedvarende græsmark pga. den høje grundvandsstand i før
situationen. Såfremt det ikke er muligt at oversvømme med vandløbsvand fås en effekt på 8-17 kg N ha
-1
,
dvs. væsentlig mindre end ved rensning af vandløbsvand inkluderet.
For D1 og D2, hvor drænsystemet gror til og grundvandsstanden øges til 0-30 cm vil der forekomme en
større stigende N-retention mellem rodzonen og vandløbet. Her er antaget en stigning på 50 % på effekten
af ændret arealanvendelse. Her antages der fuld effekt af oversvømmelser fra vandløb således antages
en 100 % effekt af den fulde effekt af vådområder på kvælstof i vandløbsvand. Der er her antaget, at arealet
har været drevet som gødet vedvarende græsmark pga. den høje grundvandsstand. Såfremt det ikke er
muligt at oversvømme med vandløbsvand fås en effekt på 6-17 kg N ha
-1
, dvs. væsentlig mindre end ved
rensning af vandløbsvand inkluderet.
Resultaterne viser, at den største effekt opnås når vådlægningen inkluderer oversvømmelse med
vandløbsvand (C1, C2, B1 og B2). For omlægning, hvor der ikke opnås fuld vandmætning opnås den største
81
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0082.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1884
1885
1886
1887
1888
1889
effekt ved omlægning af gødede omdriftsmarker med stigende grundvandsstand og med forøget N-
retention såsom for B1 og B2. Omlægning af arealer med lav næringsstof niveau opnås den laveste N-
effekt på N transporten til vandløbet.
Tabel 5.4 Opgørelse af N effekten i forbindelse med vådlægning af lavbundsjorde opgjort på de forskellige
beskyttelsesniveauer.
Grønne tal angiver ugødet,
Blå tal antages gødet.
Der er antaget fuld N effekt af
vådlægning på 150 kg N ha
-1
år
-1
for beskyttelses niveauerne: C1, C2, D1 og D2
Høst efter vådlægning
±
±
±
+
±
±
±
±
±
±
±
-
-
±
±
±
-
±
±
±
-
±
-
-
-
-
Afgræsning
Vådområde effekt på tilstrømmende
vand
kg N
ha
-1
0
0
0
0
0
0
0
0
150
150
150
150
Udvask før vådlægning
kg N
ha
-1
70
70
70
70
50
30
30
20
30
30
30
20
Udvaskning efter vådlægning med gødning
kg N
ha
-1
30
30
30
30
20
30
30
20
30
30
30
20
Udvaskning
gødning
kg N
ha
-1
25
25
25
25
15
25
25
15
25
25
25
15
efter
vådlægning
uden
Nedre og Øvre N retention antaget før
vådlægning
Stigning i N retention antaget efter
vådlægning
Øvre effekt udledning til vandmiljø uden
gødning
kg N
ha
-1
41
41
43
43
33
12
12
9
167/17
167/17
167/17
162/12
Nedre effekt udledning til vandmiljø med
gødning
kg N
ha
-1
28
28
31
31
23
11
11
8
158/8
158/8
158/8
156/6
Mindre ammoniak fordampning
kg N
ha
-1
10
10
10
10
10
5
5
0
5
5
5
0
Mindre ammoniak deposition
kg
N
-1
ha
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
Enhed
A1
A2
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1*
C2*
D1*
D2*
1890
1891
1892
1893
1894
1895
%
10 30
10 30
10 30
10 30
10 30
20 40
20 40
20 40
10 40
10 40
10 40
10 40
%
0
0
10
10
10
30
30
30
50
50
50
50
*Antaget fuld effekt af vådområde jf. Eriksen et al., 2020. Hvor der ingen vådlægning forekommer fra
vandløbsvand er effekten henholdsvis 17 og 8 kg N ha
-1
for C1, C2, D1 og 12 og 6 kg N ha
-1
for D2.
5.3.6
Negative effekter på kvælstoftab ved vådlægning.
Der er ved ekstensivering af arealanvendelsen i ådalen tale om, at for arealerne der i dag modtager
husdyrgødning og hvis der antages at bedriftens husdyrproduktionen ikke påvirkes af vådlægningen af
lavbundsarealerne, vil der ske en større mængde af husdyrgødning som udbringes på de tilbageværende
82
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1896
1897
1898
1899
1900
1901
1902
1903
1904
1905
1906
1907
1908
1909
1910
1911
1912
1913
1914
1915
1916
1917
1918
1919
1920
1921
1922
1923
1924
1925
1926
1927
1928
1929
1930
landbrugsarealer (oftest højbundsarealer). Der antages ved ”ingen gødning”-vådlægningsscenariet, at
ammoniakfordampningen flyttes fra de vådlagte arealer op på landbrugets øvrige arealer
(højbundsarealer). Alternativt til dette, kan husdyrgødningen afsættes til andre bedrifter, som sandsynligvis
også vil udbringe husdyrgødningen på højbunden. Fælles for disse to strategier er en koncentrering af
husdyrgødningen
på
højbundsarealerne,
som
sandsynligvis
vil
forøge
udvaskningen
og
ammoniakfordampningen ved udbringningen på højbundsmarkerne. Samtidig vil den større
husdyrgødning og den samlede N kvote på de samlede dyrkede arealer fortrænge brugen af
handelsgødning. En positivt effekt ved flytningen af husdyrgødningen på ammoniakfordampningen er
beskrevet i 5.3.2 og betyder, at N-depositionen på de tilstødende arealer til de vådlagte reduceres med
omkring 1 kg N ha-1 og denne N-deposition flyttes derved op på områder på højbunden, der støder op til
arealer, der modtager den større mængde husdyrgødning. Der er således ikke tale om en mindre
ammoniakfordampning samlet set men alene, at depositionen af ammoniak flyttes fra lavbunden til
primært højbunden.
Kvælstof der strømmer til lavbundsområdet vil ved en fuld vådlægning sandsynligvis følge andre
transportveje. Herved er risikoen for at overfladeafstrømning bliver større og at derved vil N-retentionen på
det til-strømmende opløste nitrat-N-kvælstof blive mindre, end ved en transport domineret af mere
underjordisk afstrømning. Modsat kan vådlægningen også føre til, at mere drænvand løber i de reducerede
øvre jordlag, hvor denitrifikationen er stor pga. let tilgængelige organisk stof der kan driver omsætningen
ved denitrifikation. Der er dog ikke tilgængelig empirisk grundlag til, at kvantificerer denne effekt, da
effekten kan gå begge veje.
5.3.7 Vurdering af arealer der kan omlægges til de forskellige beskyttelsesniveauer
Ud fra afsnit 2.6.1 er der 171.000 ha kulstofrige jorder med ansøgte landbrugsafgrøder i 2018. Heraf udgør
de permanente græsarealer og græsmarker i omdrift ca. 58.000 ha, hvoraf ca. 23.000 ha er klassificeret
uden en N-kvote. I alt er der ca. 44.000 ha ud af de 171.000 ha lavbundsjorder med ansøgte
landbrugsafgrøder, der ikke har en N-norm og derfor formodes ikke at blive gødet. For 2018 udgør korn
afgrøder til modenhed ca. 49.000 ha svarende til ca. 30 %. Græsmarker i omdrift ca. 23.000 ha (13 %),
vedvarende græsmarker ca. 41.000 ha (25 %) og heraf ca. 34.000 ha med N-kvote. Silomajs, rodfrugter,
grøntsager og kartofler udgør ca. 9.000 ha (5 %).
For hele arealet udgør arealer uden for omdrift (både vedvarende græsarealer og andet) ca. 65 000 ha
(38 %) og omdriftsarealet udgør ca 106.000 ha (62 %). I tabel 5.3.3 er der antaget at beskyttelsesniveauerne
A1, A2, B1, B2 og B3 har været omdriftsarealer. Arealer uden for omdrift (vedvarende græsarealer m.fl.)
kan henføres til de øvrige beskyttelsesniveauer og omfatter omlægningsstrategierne B4, B5 og B6 samt C1,
C2, D1 og D2.
Det er ikke forsøgt at kategoriserer de ca. 171.000 ha i forhold til en forventet omlægning til de forskellige
beskyttelsesniveauer. Ud fra arealanvendelsen i 2018 for lavbundsarealer kan der siges, at ca. 62 % er
83
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0084.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1931
1932
1933
1934
1935
1936
1937
1938
1939
1940
1941
1942
1943
1944
1945
1946
1947
1948
1949
1950
1951
1952
1953
1954
1955
1956
1957
1958
1959
1960
omdriftsarealer som ved omlægning til ekstensiv anvendelse vil have en betydelig større reduktion i N-
udledningen til vandmiljøet sammenligning med omlægning af vedvarende græsarealer. Effekten er størst
hvor der går fra N-gødede omdriftsarealer til ikke-gødede arealer, og effekten er desuden størst hvor der
forekommer den største stigning i drændyben, hvorfor den største stigning i N-retentionen “sker” mellem
rodzonen og vandløbet. Den mindste effekt opnås i B6 hvor udvaskningsniveauet er lavest pga lavt nærings
status og der derfor ikke sker nogen væsentlig reduktion i udvaskningsniveauet.
5.3.8 Referencer
Audet, J., Zak, D., Bidstrup, J., Hoffmann, C.C., 2020. Nitrogen and phosphorus retention in Danish restored
wetlands. Ambio 49, 324–336.
https://doi.org/10.1007/s13280-019-01181-2
.
Bak, J. (2016): Miljøkonsekvensvurdering af regulering vedr. ammoniak i foreslået ny husdyrarealregulering,
notat, DCE.
Bak, J. (2013): Tålegrænser for Dansk Natur. Opdateret Landsdækkende Kortlægning Af Tålegrænser for
Dansk Natur Og Overskridelser Heraf, Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi
nr 69, available at:
http://dce2.au.dk/pub/SR69.pdf
.
Bak, J., P. Løfstrøm & Christian F. Damgaard (2018): Vurdering Af Virkninger På Natur Og Miljø Af Forskellige
Modeller for Ændret Regulering Af Ammoniakemission, Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center
for Miljø og Energi nr.275, available at:
http://dce2.au.dk/pub/SR275.pdf
.
Blicher-Mathiesen, G., Holm, H., Houlborg, T., Rolighed, J., Andersen, H.E., Carstensen, M.V., Jensen,P.G.,
Wienke, J., Hansen, B., Thorling, L. 2019. Landovervågningsoplande 2017. NOVANA. AarhusUniversitet, DCE
–
Nationalt
Center
for
Miljø
og
Energi,
222
s.
-
Videnskabelig
rapport
nr.305
http://dce2.au.dk/pub/SR305.pdf
.
Bobbink R., Hettelingh J-P. (eds), 2011, Review and revision of empirical criti-cal loads and dose response
relationships, Coordination Centre for Effects, RIVM, Bilthoven.
Børgesen, C.D, Thomsen, I.K, Søegaard, K., Plauborg F. Vinther F.P.2012. Notat om afvandingsdybder ved
reduceret
vandløbsvedligeholdelse.
https://pure.au.dk/portal/files/52500986/Notat_afvandingsdybder_100512.pdf
Børgesen, C.D., Sørensen P., Blicher-Mathiesen G., Kristensen M.K., Pullens, J.W.M., Zhao J.,
Olesen J.E. 2019.
NLES5 - An empirical model for predicting nitrate leaching from the root zone of agricultural land in
Denmark. Aarhus University, DCA - Danish Centre for Food and Agriculture. 116 p. - DCA report No. 163.
http://web.agrsci.dk/djfpublikation/index.asp?action=show&id=1313
84
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0085.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1961
1962
1963
1964
1965
1966
1967
1968
1969
1970
1971
1972
1973
Eriksen, J., Thomsen, I. K., Hoffmann, C. C., Hasler, B., Jacobsen, B. H. 2020. Virkemidler til reduktion af
kvælstofbelastningen af vandmiljøet. Aarhus Universitet. DCA – Nationalt Center for Fødevarer og Jordbrug.
452 s. – DCA rapport nr. 174
https://dcapub.au.dk/djfpdf/DCArapport174.pdf
Hoffmann, C.C., Baattrup-Pedersen, A., Amsinck, S.L. & Clausen, P. 2006: Overvågning af VandmiljøplanII
vådområder 2005. Danmarks Miljøundersøgelser. - Faglig rapport nr. 576 fra DMU, 128 pp
Miljøstyrelsen
2014
Naturstyrelsens
vejledning
til
kvælstofberegninger
i
vådområdeprojekter
https://mst.dk/media/121898/kvaelstofberegvejledningmaj2014.pdf
Petersen, R.J., C. Prinds, S. Jessen, B.V. Iversen, C. Kjaergaard 2019. Riparian lowlands in clay till landscapes
Part II: Nitrogen reduction and release along variable flow paths. Water Resources Research 56(4):
doi.org/10.1029/2019WR025810.
Werner,
B, Spranger, T, and Gregor, H. Manual on methodologies and criteria for mapping critical
loads/levels and geographical areas where they are exceeded. UN ECE convention on long-range
transboundary air pollution. Germany: N. p., 1996. Web.
85
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
1974
1975
1976
1977
1978
1979
1980
1981
1982
1983
1984
1985
1986
1987
1988
1989
1990
1991
1992
1993
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
2001
2002
2003
2004
2005
2006
2007
2008
5.4
Fosforeffekter forbundet med beskyttelse af jordens kulstofpulje
Goswin Heckrath, Institut for Agroøkologi, Aarhus Universitet; Dominik Zak, Institut for Bioscience, Aarhus Universitet
Fagfælle Bo V. Iversen, Institut for Agroøkologi, Aarhus Universitet
5.4.1 Indledning
Dette kapitel redegør for fosforpuljer og fosfordynamikken i organiske lavbundsjorde samt hvad dette
betyder for fosfortabet under forskellige hydrologiske og driftsmæssige forhold. Mange studier har
undersøgt de grundlæggende processer for fosforomsætning, dvs. binding i den faste fase og frigivelse til
jordvandet, i forskellige typer af organiske lavbundsjorde og under forskellige hydrologiske regimer (Craft
og Richardson, 1993; Reddy et al., 1999; Shenker et al., 2005; Hoffmann et al., 2009; Zak et al., 2010).
Imidlertid er samspillet mellem fosforomsætning og fosfortab fra organiske lavbundsjorde kun belyst i et
mindre omfang (Petersen et al., 2018) og som regel kun i forbindelse med laboratoriestudier (Kjærgaard et
al., 2012; Forsmann og Kjærgaard 2014). Der mangler viden på mark- og oplandsskala om effekten af
forskellige hydrologiske regimer og dyrkningstiltag på fosfortabet. Internationalt eksisterer der kun få
systematiske processtudier, der har målt fosfortabet og opstillet fosforbalancer både før og efter
vådlægning af dyrket organisk lavbundsjord (Koskinen et al., 2017). På et nationalt niveau er denne form
for studie endnu ikke gennemført. Dette betyder, at det ikke er muligt at komme med kvalificerede bud på
den kvantitative effekt af forskellige passive og aktive beskyttelsesniveauer på fosfortabet set i forhold til
den oprindeligt dyrkede organiske lavbundjord (Walton et al., 2020). Dette kapitel præsenterer
tabsmålinger kun for de aktive foranstaltninger svarende først og fremmest til beskyttelsesniveau D (Kap.
5.1) og kommer med nogle kvalitative bud på effekten af vådlægning eller etablering af paludikultur på
lavbundsjorde. Det bør pointeres, at datagrundlaget for at kunne vurdere effekten af paludikultur
(beskyttelsesniveau C) på fosfortab er yderst spinkelt, ikke mindst da denne driftsform i litteraturen ofte ikke
skelnes klart fra genetablering af vådområder. Indtil videre er kun potentialet for fosforfjernelse i høstet
biomasse dokumenteret for paludikultur (Lærke et al., 2020). Effekten af de passive foranstaltninger på
fosfortab (beskyttelsesniveau A og B) kan på nuværende tidspunkt ikke kvantificeres på grund af
manglende datagrundlag.
På grænsefladen mellem højbundsjorden og de ferske vandområder fungerer de uforstyrrede naturlige
vådområder og lavmoser med deres kulstofrige jorder som naturlige bufferzoner for fosfor (P), der tilføres
med det tilstrømmende vand fra det omkringliggende landskab. Over århundrede eller årtusinder kan
vådområderne have ophobet store mængder fosfor i organiske lavbundssedimenter af flere meters
tykkelse før de blev drænet og opdyrket (Kjærgaard et al., 2010). Af forskellige årsager fungerer disse
naturlige vådområder ikke altid som højt effektive fosforfiltre, især når fosfor tilbageholdes overvejende ved
indlejring i organisk materiale og tørvedannelse (Craft og Richardson, 1993). Fosfortabet fra naturlige
næringsstofrige vådområder kan per arealenhed være betydeligt større end fra højbundsarealer inklusiv
landbrugsjord (Richardson, 1985; Walton et al., 2020). Generelt er fosfortilbageholdelsen i vådområder
86
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0087.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2009
2010
2011
2012
2013
2014
2015
2016
2017
2018
2019
2020
2021
2022
2023
2024
2025
2026
2027
afhængig af et meget komplekst og over forskellige tidsrum varierende samspil mellem hydrologien, den
kemiske sammensætning af det tilstrømmende vand samt den geokemiske og biologiske omsætning
inklusive planteoptag i vådområderne (Kjærgaard et al., 2010; Litaor et al., 2004; Zak et al., 2014). For
detaljerede redegørelser henvises til Hoffmann et al. (2009) og Reddy et al. (1999).
5.4.2
Strømningsveje igennem organiske lavbundsarealer
Lavbundsarealer modtager vand fra nedbør, overfladeafstrømning, grundvand og i den ripariske zone også
fra vandløb, der går over deres bredder. Typen af det tilstrømmende vand har stor betydning for vandets
indhold af opløste stoffer og partikulært materiale og dermed betingelserne for fosforomsætningen i
lavbundsjorden
(Kjærgaard
et
al.,
2010).
For
eksempel
tilføres
partikelbundet
fosfor
med
overfladeafstrømning og åvand ved oversvømmelser og kan tilbageholdes forholdsvis effektivt i
lavbundsområdet (Hoffmann et al., 2011; Kronvang et al., 2009). Grundvandsstrømninger kan transportere
opløst eller kolloidbunden aluminium (Al) og især jern (Fe), hvilke efter udfældning som aluminium- og
jernoxider kan binde fosfor i organiske lavbundssedimenter (Hoffmann et al., 2009). Desuden påvirkes
vandkvaliteten af de hydrologiske forhold for tilstrømningen, der varierer i forhold til landskabstype og
områdets beliggenhed i vandløbssystemet. Således modtager lavbundsjorde i første- og andenordens
oplande
primært
vand
fra
lokale
strømningssystemer,
hvorimod
bidrag
fra
regionale
grundvandstrømninger, nedbør og vandløbet selv får større betydning i selve ådalen (Dahl et al., 2007).
Variationen af disse hydrogeologiske forhold i samspil med lavbundsområdets karakter resulterer derfor i
store regionale forskelle i forhold til omsætningen af fosfor.
2028
2029
2030
2031
2032
2033
2034
2035
2036
Figur 5.4. Strømningsveje igennem ådalsmagasinet. Q
1
, diffus grundvandstrømning igennem
lavbundssedimentet; Q
2
, overfladeafstrømning; Q
3
, direkte grundvandsudstrømning i vandløbsbund; Q
4
,
afstrømning i dræn og grøfter samt Q
5
, oversvømmelser fra åen. Modificeret efter Dahl et al. (2007) og
Hoffmann et al. (2009).
Ud over de georegionale forskelle spiller fordelingen mellem de forskellige strømningsveje en afgørende
rolle for fosforomsætningen og –tilbageholdelsen i det enkelte lavbundsområde. Vandets opholdstid i
lavbunden har ligeledes en stor betydning. Ofte kan strømningsvejene være meget komplekse (Petersen
et al., 2018). Diffuse grundvandsstrømninger (Q
1
, figur 5.4) fremmer kemiske og biologiske omsætninger
87
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2037
2038
2039
2040
2041
2042
2043
2044
2045
2046
2047
2048
2049
2050
2051
2052
2053
2054
2055
2056
2057
2058
2059
2060
2061
2062
2063
2064
2065
2066
2067
2068
2069
2070
2071
2072
afhængigt af de lokale geologiske og hydrologiske forhold i lavbundsjorden og det underliggende
magasin (Kjærgaard et al., 2010). Den diffuse strømning kontrolleres af trykgradienten (forskelle i
grundvandsniveauer) og den hydrauliske ledningsevne i lavbundssedimenter. Den hydrauliske
ledningsevne varierer betydeligt afhængigt af sedimentets tekstur og organiske indhold, men også i forhold
til tørvens oprindelse og dens omsætningsgrad (Hoffmann et al., 2009; McCarter et al., 2020). Den
hydrauliske ledningsevne for svagt omsat tørv kan være flere størrelsesordener større end for stærkt omsat
og kompakt organisk materiale (Nilsson et al., 2003). I naturlige vådområder stiger tørvens omsætning med
dybden med en dertil hørende faldende hydraulisk ledningsevne (McCarter et al., 2020). I dyrket organisk
lavbundsjord observeres ofte en omvendt gradient på grund af den høje tørveomsætning i det øverste
dyrkede jordlag (Zak og Gelbrecht, 2007). Nedbrydningen bevirker, at tørven kan blive mere
vandafvisende med dertil ændrede infiltrationsegenskaber (Schindler et al., 2003). Samtidig kan
mineralske inklusioner i tørven enten øge den hydrauliske ledningsevne i lavbundssedimentet i form af
sandaflejringer (Hoffmann et al., 2006) eller mindske den i forbindelse med gytjelag (Petersen et al., 2020).
Overfladisk afstrømning (Q
2
, figur 5.4) forekommer i naturlige eller genetablerede vådområder, specielt når
lavbundssedimentet har en lav hydraulisk ledningsevne. Overfladeafstrømning i lavbunden kan også opstå
i forbindelse med opstrømmende grundvand, der danner lokale kilder i selve lavbundsarealet. På dyrket
organisk lavbund foregår en betydelig del af vandafstrømningen via drænrør eller grøfter (Q
4
, figur 5.4), der
ligeledes fungerer som en hurtig transportvej mellem den næringsstofrige lavbundsjord og selve vandløbet.
Dermed mindskes kontakten med lavbundsjorden, hvilket typisk øger fosfortabet fra lavbundsarealet
(Hoffmann et al., 2009). Begge strømningsveje kan desuden transportere partikelbundet fosfor, hvilket kan
øge risikoen for fosfortab betydeligt. De hydrologiske processer i mange lavbundsområder er kendetegnet
ved årstidsbestemte variationer. Tilstrømning af lokalt grundvand, bidrag fra nedbør og oversvømmelser
(Q
5
, figur 5.4) aftager typisk kraftigt om sommeren, hvorimod regionale grundvandsstrømninger er mere
stabile hen over året. Dette medfører periodiske skift i den relative betydning af de forskellige
strømningsveje igennem lavbunden samt udbredelsen af vandmættede zoner også på drænet lavbund
(Hoffmann et al., 2009). Sammenholdt med mange mineraljorde er organiske lavbundsjorde kendetegnet
af meget komplekse, tidslige og rumlige varierende hydrologiske regimer og afstrømningsmønstre, der
hidtil er dårligt undersøgt (McCarter et al., 2020; Wang et al., 2020). Dette er en væsentlig vidensmangel,
der vanskeliggør estimeringen af fosfortab fra lavbundsjorde også i forbindelse med en vådlægningen.
5.4.3 Fosforpuljer og -omsætning i organisk lavbundsjord
Fosfor tilbageholdes i lavbundsjordene hovedsagligt ved i) optag af fosfor i den mikrobielle biomasse og
planter, ii) sorption til jern- og aluminiumoxider, iii) udfældning af fosformineraler, iv) sedimentaflejring af
partikelbundet fosfor og v) lagring af organisk bundet fosfor i organisk stof og senere tørven (figur 5.5;
Richardson, 1985; Reddy et al., 1999). Dette gælder uanset om lavbundsområdet er vådlagt eller dyrket.
Den relative betydning af de enkelte fosforpuljer og den biologiske og kemiske omsætninger mellem disse
varierer dog stærkt afhængigt af de geokemiske og hydrologiske forhold samt de forskellige driftstiltag
88
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2073
2074
2075
2076
2077
2078
2079
2080
2081
2082
2083
2084
2085
2086
2087
2088
2089
2090
2091
2092
2093
2094
2095
2096
2097
2098
2099
2100
2101
2102
2103
2104
2105
2106
2107
2108
(Hoffmann et al., 2009). Fosforoptaget i den mikrobielle biomasse samt plantebiomassen udgør en
forholdsvis lille pulje (Richardson og Marshall, 1986; Zak et al., 2014), der omsættes inden for korte
tidshorisonter op til få år afhængigt af vegetationen (Reddy et al., 1999). I ånære områder (den ripariske
zone) kan fosfor aflejres ved sedimentation, når åen går over sine bredder. Flerårige danske
moniteringsstudier rapporterer en fosfortilbageholdelse på op til 20 kg P ha
-1
år
-1
(Hoffmann et al., 2009).
Dog er andelen af sedimenteret fosfor i lavbundsjordenes fosforpulje ikke kvantificeret. Fosfor bundet i
stabilt organisk materiale eller på mineralsk form er de to vigtigste fosforpuljer i organiske lavbundsjorde
(Richardson, 1985; Hoffmann et al., 2009). Der findes kun få studier over, hvor meget totalfosfor der er
bundet i organiske lavbundsjorde i Danmark. Et studie af Kjærgaard et al. (2020) viste, at fosforindholdet i
den øverste meter af jorden kan være lige så højt eller højere end tilsvarende værdier på den
omkringliggende højbundsjord. Dette på trods af en betydeligt lavere volumenvægt i organisk
lavbundsjord. En stor del af dette fosfor var bundet til aluminium- og især jernoxider. Dette er i tråd med
adskillige andre studier, der har vist, at fosforbindingskapaciteten i lavbundsjorde korrelerer med indholdet
af jern- og aluminiumoxider (Richardson, 1985; Sah og Mikkelsen, 1986; Schlichting et al., 2002; Litaor et al.,
2004). Jern og aluminium tilføres overvejende med grundvandet i udstrømningsområder. Under iltfrie
(anaerobe) forhold i lavbundssedimentet og tilstedeværelse af sulfat kan dette mikrobielt omsættes til sulfid
og udfældes som jernsulfid (figur 5.5; Madsen og Jensen, 1988). Processen er specielt udbredt i store dele
af Jylland (Beucher et al., 2017). Ved hjælp af nitrat kan jernsulfid oxideres til jernoxid (Hoffmann et al.
1998). Af større betydning for omdannelsen af jernsulfid er dog iltning af selve lavbundsjorden (Madsen og
Jensen, 1988). I lavbundsjorde findes forskellige typer af jern- og aluminiumoxider vis krystallinitet har stor
betydning for fosforbindingen. Amorfe oxider uden tydelig krystalstruktur er de vigtigste fosforsorbenter
(Parfitt, 1989), som sammen med det bundne fosfor kan bestemmes ved hjælp af en oxalatekstraktion (Van
der Zee og van Riemsdijk, 1986). Baseret på 8.800 prøver fra det øverste jordlag (0-30 cm) sås store rumlige
variationer af indholdene af oxalatekstraherbart jern, aluminium og fosfor i dyrkede organiske
lavbundsarealer i Danmark (Beucher et al., 2020). I gennemsnit var der næsten tre gange så meget jern
som aluminium bundet i oxider, men molforholdet mellem oxidbundet jern og aluminium var kraftigt
svingende. En supplerende undersøgelse af 47 dyrkede organiske lavbundsjorde fra Danmark vurderede,
at omtrent 70 % af det totale indhold af fosfor i de øverste 50 cm af jorden i gennemsnittet var bundet som
oxalatekstraherbart fosfor (Heckrath et al., 2020). Resten af fosforpuljen bestod overvejende af organisk
bundet fosfor. Oxalatekstraherbare jern- og aluminiumoxider antages ofte at have samme
fosforbindingskapacitet (Schoumans og Chardon, 2015). Imidlertid indikerer enkelte studier, at
aluminiumoxiderne kan have næsten dobbelt så høj fosforbindingskapacitet som jernoxiderne (Borggaard
et al., 1990). Den relative betydning af disse to oxider for fosforbinding i organiske lavbundsjorde er endnu
ikke klarlagt.
Ved dræning af vådområder og opdyrkning af organiske lavbundsjorde, hvilket også indbefatter tilførslen
af fosforgødning, sker der betydelige ændringer i de dynamiske omsætninger mellem fosforpuljerne. Dette
89
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2109
2110
2111
2112
2113
2114
2115
2116
2117
2118
2119
2120
2121
2122
2123
2124
2125
2126
2127
2128
2129
2130
2131
2132
2133
2134
2135
2136
2137
2138
2139
2140
2141
2142
2143
2144
er primært relateret til en drastisk øget ilttilgængelighed i de øvre jordlag og det resulterende skift fra
anaerobe til aerobe biologiske og geokemiske omsætningsprocesser, der ikke alene resulterer i
udfældning af jernoxider (Schindler et al., 2003; Zak et al., 2008). Ved en oxidativ mineralisering af tørven
omdannes hårdt-bundet organisk fosfor primært til uorganisk fosfor, der typisk bindes til jern- og
aluminiumoxiderne (figur 2; Schlichting et al., 2002; Zak et al., 2008). Nedbrydningen af tørven er også
forbundet med væsentlige ændringer i dens struktur og fysiske egenskaber. Ikke mindst øges
volumenvægten (Zak et al., 2010; Kleimeier et al., 2017). Disse ændringer er mest udpræget i de øvre
jordlag, der er direkte påvirket af dræning og iltning samt dyrkningstiltag (Zak og Gelbrecht, 2007).
Nedbrydningen af tørven, omdannelsen af organisk til uorganisk bundet fosfor samt tilførslen af
fosforgødning vil derfor typisk resultere i en relativ fosforberigelse i det øverste jordlag på en dyrket organisk
lavbundsjord (Schlichting et al., 2002; Zak et al., 2008).
Dynamiske udvekslinger mellem fosforpuljerne og jordvandet har stor betydning for, hvor meget fosfor der
vil kunne tabes med forskellige former for afstrømning. Fosforfrigivelse til jordvandet betegnes her generelt
som fosformobilisering og er det første trin i tabsprocessen. Balancen mellem opløst fosfor i jordvandet og
bundet fosfor kontrolleres i mange drænede organiske lavbundsjorde under iltede forhold overvejende af
udvekslingsprocesser mellem det opløste fosfor og jern- og aluminiumoxiderne (Litaor et al., 2004).
Processerne er sammenlignelige med processerne på højbundsjord (Schoumans og Chardon, 2015). Ved
stigende udnyttelse af fosforbindingskapaciteten i organiske lavbundsjorde, som vil kunne forventes som
resultat af intensiv drift, øges fosforkoncentrationen i jordvæsken (Zak et al., 2010). Desuden kan organisk
fosfor frigives til jordvandet som opløst organisk stof især i forbindelse med mikrobiel omsætning (Robinson
et al., 1998). Endeligt kan partikelbundet fosfor mobiliseres især i forbindelse med overfladisk afstrømning
på lavbundsjorden (Petersen et al., 2018).
På grund af dårlig vandledningsevne og grundet deres beliggenhed i lavtliggende og våde dele af
landskabet, kan organiske lavbundsjorde ofte være vandmættede i perioder, selvom de er drænede
(Petersen et al., 2020). Under disse forhold opstår der ligesom i vådområder anaerobe zoner, hvor jernoxider
opløses i forskellig grad i forbindelse med anaerobe mikrobielle omsætningsprocesser. Disse reducerer
ferri-jern fra oxiderne til vandopløseligt ferro-jern (Roden og Wetzel, 2002). Potentielt kan en stor del af de
svagt krystallinske, oxalatekstraherbare jernoxider gå i opløsning efter få uger under anaerobe, reducerede
forhold i organiske lavbundsjorde (Munch og Ottow, 1980; Heckrath et al., 2020). Derved tabes i første
omgang bindingskapacitet og store mængder fosfor kan frigives til jordvandet (Zak et al., 2010; Kjærgaard
et al., 2012; Forsmann og Kjærgaard, 2014). Når anaerobe zoner iltes ved dræning eller tilførsel af iltholdigt
vand udfælder jernoxider igen og binder hurtigt fosfor i jordvæsken (Zak et al., 2004; Kjærgaard et al.,
2012). Jernreduktionen afhænger bl.a. af temperatur, krystallisationsgraden af jernoxiderne og adgang til
let omsættelige kulhydrater som energikilde (Lovley et al., 2004). Det sæsonprægede, dynamiske skift
mellem anaerobe og aerobe forhold og dermed skiftende opløsning og udfældning af jernoxider i
organiske lavbundsjorde begunstiger dannelsen af lav-krystallinske jernoxider, der har stort overfladeareal
90
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0091.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2145
2146
2147
2148
2149
2150
2151
2152
2153
2154
2155
2156
2157
2158
2159
2160
og høj affinitet for fosfor (Heiberg et al., 2012). Tilstedeværelse af høj koncentration af organisk stof
medvirker til dannelse af amorfe jernoxider (Karlsson et al., 2008). Fosforbinding og –frigivelse til jordvandet
i organiske lavbundsjorde er således i høj grad påvirket af redoxreaktioner (Zak et al., 2010). Under naturlige
forhold forventes der kun en delvis reduktion og opløsning af jernoxider på grund af dynamisk skiftende
redoxforhold i lavbundsjorden (Prem et al., 2015). Derfor vil det fosfor, der frigives efter opløsning af nogle
jernoxider, kunne bindes igen til de resterende jernoxider. Ligeledes vil fosfor bindes af aluminiumoxider
eller lersilikater, hvis disse er til stede. Den residuelle fosforbindingskapacitet i jorden har således betydning
for netto-fosforfrigivelsen af fosfor til jordvandet under anaerobe forhold og dermed fosfortabspotentialet.
Desuden kan fældning af opløst fosfor i form af mineralet vivianit, et jernfosfat med lave opløselighed,
forekomme under anaerobe forhold når både jern- og fosforkoncentrationen samt pH er forholdsvis høje
(Heiberg et al., 2012; Walpersdorf et al., 2013). Nogle studier antyder, at jern-fosfor-forholdet i amorfe oxider
kontrollerer fosformobiliseringen under anaerobe forhold i organisk lavbund, og at fosforfrigivelsen stiger i
takt med øget fosformætning af jernoxiderne (Zak et al., 2010; Forsmann og Kjærgaard, 2014). Ved et jern-
fosfor-forhold større en 10 falder mobiliseringen drastisk. Imidlertid er det ikke ensbetydende med, at der i
alle organiske lavbundsjorde vil ske en stor fosformobilisering ved lavere jern-fosfor-forhold, da fosfor kan
bindes til andre sorbenter og udfældes (Heckrath et al., 2020).
2161
2162
2163
2164
2165
2166
2167
2168
2169
2170
2171
2172
Figur 5.5 Sænkningen af grundvandsspejlet i forbindelse med landbrugsmæssig udnyttelse af vådområder
fører til iltrige forhold i det tidligere vandmættede jordprofil. Tilstedeværelsen af ilt fører til mikrobiel
medieret nedbrydning af organisk stof. Den accelererede nedbrydning af det organiske stof fører samtidig
til forøget frigivelse af fosfor. Samtidig bliver reducerede stoffer som f.eks. jernsulfider oxideret til jernoxider,
der akkumulerer i jordmatricen og kan blive mere krystallinske og stabile med tiden. Fosfor binder til
redoxfølsomme, amorfe jernoxider. Ved vådlægningen af tørvejorden vil der opstå meget anaerobe
forhold, som kan føre til forøget fosformobilisering til jordvandet både ved abiotiske såvel som biotiske
jernreduktionsprocesser. På samme tid foregår der sulfatreduktion, hvorved reduceret jern kan udfældes
som jernsulfid. Det reducerede jern kan endvidere udfældes sammen med fosfor og danne vivianit. En
betydelig andel af det mobiliserede fosfor, som når jordoverfladen, vil kunne blive tilbageholdt på den
aerobe grænseflade ”fosforbarrieren” (modificeret efter Zak et al. 2014).
91
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2173
2174
2175
2176
2177
2178
2179
2180
2181
2182
2183
2184
2185
2186
2187
2188
2189
2190
2191
2192
2193
2194
2195
2196
2197
2198
2199
2200
2201
2202
2203
2204
2205
2206
2207
2208
I modsætning til højbundsjorde er puljen af mobiliserbart fosfor, der potentielt vil kunne tabes, stærkt
afhængig af den tidslige og rumlige variation af biogeokemisk drevet jernreduktion og –udfældning som
følge af skiftende anaerobe og aerobe forhold i drænede organiske lavbundsjorde (Forsmann og
Kjærgaard, 2014). Dette, i kombination med den ofte ukendte og varierende betydning af organisk
fosformobilisering og fosforudfældning, vanskeliggør estimeringen af fosformobiliseringen i drænet
lavbundsjord.
5.4.4 Fosfortab fra drænet organisk lavbund
Der findes kun få undersøgelser af fosfortab fra drænet organisk lavbundsjord i Danmark. Imidlertid
skønnedes bidraget fra dyrkede organiske lavbundsjorde at være én af de største diffuse tabsposter til
overfladevand (Poulsen og Rubæk, 2005). Sammenholdt med højbundsjord er tabsraterne forholdsvis høje
(Andersen et al., 2016). I forbindelse med kortlægningen af risiko for fosfortab fra landbrugsarealer antog
Andersen og Petersen (2020), at der sker et gennemsnitligt fosfortab fra dyrket organisk lavbund på 1,9 kg
P ha
-1
år
-1
. Dette skøn er imidlertid baseret på målinger i kun ni studieområder af varierende størrelse,
landskabstype og drift samt alder af dræningssystemet og antal af måleår. I disse studier var der ikke
foretaget massebalancer af fosfor tilført og tabt med vandstrømninger fra arealerne således, at arealernes
betydning som nettokilde for fosfortab ikke klart kan vurderes. Tabsniveauerne varierede stærkt mellem ca.
0,4 og 9 kg P ha
-1
år
-1
(Andersen og Petersen, 2020), som er et udtryk for det komplekse samspil af
fosformobilisering og vandafstrømning i drænede landbundsjorde (Hoffmann et al., 2009; Petersen et al.,
2018). Noget lavere tabsniveauer, mellem 0,5 og 1,9 kg P ha
-1
år
-1
, blev fundet i en opgørelse af fosfortab i
dræn fra en række drænoplande på mellem 100 og 230 ha med intensivt dyrkede organiske
lavbundsjorde (Hoffmann et al., 2020). Betydeligt større fosfortab er målt i tre transektstudier, der dækkede
arealer mellem ca. 0,1 og 1 ha, på våde organiske lavbundsjorde med permanent græs. I den etårige
måleperiode lå fosfortabet til vandløb mellem ca. 9 og 83 kg P ha
-1
år
-1
og foregik dels som
grundvandsstrømning og dels som overfladeafstrømning især i perioder med højt tab (Petersen et al., 2018).
De høje tab med overfladeafstrømning blev forklaret med et stort bidrag af partikelbundet fosfor. I alle
tilfælde var overrisling med drænvand den vigtigste vandtilførsel til områderne, og der skete et nettotab fra
områderne.
En kvantitative forudsigelse af fosfortabet fra lavbundsjord er kompliceret, da det afhænger af det
komplekse samspil mellem de dynamiske bio-geokemiske og hydrologiske processer i lavbundsjorden
(Petersen et al., 2018). Der eksisterer en betydende vidensmangel angående det tidsligt og rumligt kraftigt
varierende samspil af fosformobilisering og afstrømningsprocesser i drænede organiske lavbundsjorde,
hvilket er afgørende for forståelsen af fosfortabet. Dette forhindrer på nuværende tidspunkt pålidelige
kvantitative estimater af fosfortab fra dyrket organisk lavbund uden at nærstudere området. De
eksisterende simple og empiriske modeller til tabsvurdering på organisk lavbundsjord er behæftet med
meget store usikkerheder (Petersen et al., 2018). I betragtning af det store estimerede fosfortab fra dyrkede
organiske lavbundsjorde til vandområder (Andersen og Heckrath, 2020) er der presserende behov for
92
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2209
2210
2211
2212
2213
2214
2215
2216
2217
2218
2219
2220
2221
2222
2223
2224
2225
2226
2227
2228
2229
2230
2231
2232
2233
2234
2235
2236
2237
2238
2239
2240
2241
2242
2243
udviklingen af prædiktive tabsmodeller for at kunne foretage en stedsspecifik risikovurdering af fosfortab
fra dyrket organisk lavbundsjord som basis for en prioriteret virkemiddelplanlægning (Heckrath og
Andersen, 2020). Desuden er en forbedret kvantitativ tabsestimering fra dyrket lavbund afgørende for at
kunne perspektivere fosfortabet fra genetablerede vådområder og prioritere arealer til vådlægning.
5.4.5
Effekter af aktive foranstaltninger
(beskyttelsesniveau C og D)
på
fosforomsætning
og
–tab
Ved vådlægning af dyrket organisk lavbundjord (beskyttelsesniveau C og D, tabel 5.1) hæves
grundvandsstanden til nær jordoverfladen, og arealet vil ofte være vanddækket periodisk i løbet af året.
Dette reducerer ilttilgængeligheden i jorden drastisk og medfører et skift til generelt reducerende forhold,
hvor anaerobe mikrobielle omsætningsprocesser dominerer (figur 5.5). Som følge af dette opløses
redoxfølsomme jernoxider, og det bundne fosfor kan frigives i større mængder til jordvandet (Zak et al.,
2010; Geurts et al., 2008; Lamers et al., 2014). I nogle situationer kan jernoxider også abiotisk reduceres, når
svovlbrinte er til stede (Lucassen et al., 2004). Når fosforbindingskapaciteten således falder, ændres også
balancen
mellem
fosforsorptions-
og
desorptionsprocesserne,
hvilket
bidrager
til
forhøjede
fosforkoncentrationer i jordvandet (Heiberg et al., 2012). En tredje faktor, der kan øge fosforkoncentrationen
i jordvandet efter vådlægningen, er mikrobiel medieret frigivelse af organisk fosfor især fra puljen af labilt
organisk materiale (Robinson et al., 1998). Derudover kan udfældede fosformineraler opløses, når der med
tiden sker en forsuring i lavbundsjorden på grund af mikrobielle omsætningsprocesser (Van Dijk et al., 2004).
Fosformobiliseringen til jordvandet efter vådlægning kan variere ganske betydeligt mellem forskellige
organiske lavbundsarealer (Zak et al., 2018). Nedbrydningen af tørven og den relative fosforberigelse i det
øverste jordlag af den dyrkede organisk lavbund er således en væsentlig faktor, der fremmer risikoen for
fosformobiliseringen efter vådlægningen (Tiemeyer et al., 2007; Zak et al. 2010). Naturlige vådområder er
derimod kendetegnet ved lav fosformobilisering til jordvandet (Zak et al, 2010). En entydig sammenhæng
mellem fosformobiliseringen til jordvand og specifikke driftsformer af organisk lavbund er ikke påvist. Flere
studier antyder dog, at fosformobiliseringen til jordvandet falder betydeligt, når molforholdet mellem
reducerbart jern og fosfor i jord er større end 10 (Geurts et al., 2008; Zak et al., 2010; Forsmann og
Kjærgaard, 2014). Der er stadigvæk behov for at klarlægge, hvilken betydning den resterende
fosforbindingskapacitet i reducerede jordlag har for de dynamiske fosfortabsprocesser.
En høj fosformobilisering til jordvandet fra det øverste jordlag kan være en afgørende risikofaktor for høje
fosfortab via grundvands- og overfladestrømning fra genetablerede vådområder på dyrkede
lavbundarealer (Hoffmann et al., 2011; Audet et al., 2020). Imidlertid er høj fosformobilisering til jordvand
ikke ensbetydende med store fosfortab (Tiemeyer et al., 2005; Zak et al., 2018). I vådlagte organiske
lavbundsjorde med frit vandspejl blev der observeret en fosfortilbageholdelse på den aerobe grænseflade
mellem jorden og overfladevandet (figur 5.5). Her kan fosfor bindes af frisk-udfældede jernoxider, efter det
er diffunderet sammen med opløst ferrojern opad fra det øverste jordlag, hvor det blev mobiliseret i
93
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2244
2245
2246
2247
2248
2249
2250
2251
2252
2253
2254
2255
2256
2257
2258
2259
2260
2261
2262
2263
2264
2265
2266
2267
2268
2269
2270
2271
2272
2273
2274
2275
2276
2277
2278
forbindelse med jernreduktionen (Zak et al., 2004; Geurts et al., 2008). Effektiviteten af
fosfortilbageholdelsen på grænsefladen kan knyttes til forholdet af opløst jern og fosfor i det anaerobe
jordvand. Studier fra Zak et al. (2010) har vist, at et forhold mellem jern og fosfor større end tre resulterede i
meget lave koncentrationer af opløst fosfor i det aerobe vand på jordoverfladen. Der tales om en
”fosforbarriere” på jordoverfladen, som vil reducere tabsrisikoen for især opløst fosfor fra vådområder i det
overfladisk strømmende vand (Zak et al., 2018). Derimod er der fortsat risiko for betydelige tab af
partikelbundet fosfor fra genetablerede vådområder ved overfladeafstrømning, især når der dannes et
fosforberiget lag på jordoverfladen (Audet et al., 2020; Walton et al., 2020).
Den aktuelle vejledning til kvantificering af fosfortab i forbindelse med reetableringen af vådområder
estimerer fosformobilisering på basis af jern-fosfor-forholdet ved ekstraktion af amorfe jernoxider
(bikarbonat-dithionit-ekstrakt) i overjorden, og knytter det sammen med en simplificeret antagelse om
afstrømningsforhold i lavbundsområdet (Hoffmann et al., 2013). Således tages der ikke højde for
strømningsveje igennem dybere jordlag eller ved overfladeafstrømning. Samtidig ignorerer vejledningen
potentialet for fosforbinding på jernoxiderne udfældet ved den aerobe grænseflade (Zak m.fl., 2010).
Denne simplificerede model er behæftet med store usikkerheder og giver sandsynligvis anledning til en
overestimering af tab af opløst fosfor fra vådlagte lavbundsarealer (Petersen et al., 2018).
Fosforoptagelse i vådbundsvegetationen vil som udgangspunkt kunne modvirke en høj fosforfrigivelse i
genetablerede vådområder og dermed reducere tabsrisikoen (Hoffmann et al., 2020). Afhængigt af
vegetationstypen er der målt planteoptag svarende til fosformobiliseringen i 0 – 30 cm-laget i løbet af
vegetationsperioden (Zak et al., 2014). Forfatterne påpeger imidlertid, at høst af biomassen ville være
nødvendigt for at undgå øget fosforfrigivelse ved nedbrydning af vegetationen om vinteren og dermed
øget tabsrisiko på længere sigt. Rapporteret fosforfjernelse ved høst af overjordisk biomasse i vådområder
varierer kraftigt mellem 1 til 30 kg P ha
-1
år
-1
afhængigt af næringsstofstatus og –tilførsel i vådområderne
(Walton et al., 2020). Ved etablering paludikultur kan der fjernes fosfor i høstet plantemateriale i den højere
ende af dette interval, såfremt der tilføres N- eller K-gødning (Lærke et al., 2020). Desuden bidrager
vådbundsvegetationen til at flytte fosfor fra rodzonen op til overfladen når den dør og efterfølgende
nedbrydes. Sammen med uorganisk fosfor bundet i fosforbarrieren medfører dette en ophobning af en labil
fosforpulje, der er i kontakt med det overfladisk strømmende vand og derved udgør en potentiel tabsrisiko.
Det må forventes, at det vil tage årtier før større puljer af mobiliserbart fosfor i tidligere dyrkede organiske
lavbundsjorde er tilstrækkeligt udpint for at minimere risikoen for fosfortab (Zak et al., 2010; Zak et al., 2014).
Der findes dog kun forholdsvis få studier fra vådlagte organiske lavbundsjorde, hvor det samlede fosfortab
er målt for alle tabsveje, og hvor der samtidigt er opstillet massebalancer. Walton et al. (2020) har fornylig
publiceret
en
omfattende
redegørelse
af
danske
og
internationale
undersøgelser
over
fosfortilbageholdelsen i naturlige og genetablerede vådområder i den tempererede eller humide
subarktiske klimazone. Karakteren af disse vådområder var kraftigt varierende hvad angår alder, størrelse,
94
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2279
2280
2281
2282
2283
2284
2285
2286
2287
2288
2289
2290
2291
2292
2293
2294
2295
2296
2297
2298
2299
2300
2301
2302
2303
2304
2305
2306
2307
2308
2309
2310
2311
2312
vegetationsdække og fosfortilførsel samt de geokemiske og hydrologiske forhold i vådområderne (Walton
et al., 2020). Mange af vådområderne på organisk lavbundsjord var en betydende kilde til fosfortab.
Niveauerne for tabet af totalfosfor varierede betydeligt fra 0,1 til 50 kg P ha
-1
år
-1
(30 studier, pers.
meddelelse D. Zak; Walton m.fl., 2020). Spredningen af tab af opløst fosfor lå mellem 0,4 og 15 kg P ha
-1
år
-1
(ni studier). Begge grupper inkluderede et antal periodisk oversvømmede arealer. Gennemsnittet for
tabet af total og opløst fosfor var henholdsvis ca. 11,6 og 3,8 kg P ha
-1
år
-1
. De tilsvarende medianværdier
var 6,6 og 1,5 kg P ha
-1
år
-1
(pers. meddelelse D. Zak; Walton et al., 2020). Dermed er tabsniveauerne i
samme størrelsesorden som tilsvarende rapporteret fra dyrkede organiske lavbundsjorde (Petersen et al.,
2020; Andersen og Petersen, 2020). De fleste af disse vådområder på organisk lavbund viste dog samtidig
en klar nettotilbageholdelse af totalfosfor. Derimod sås et nettotab af opløst fosfor på ca. 40% i disse
vådområder. Den gennemsnitlige tilbageholdelse lå på 6% og
−12%
for henholdsvis totalfosfor og opløst
fosfor (Walton m.fl., 2020). Også fosfortilbageholdelsen i vådområderne var kendetegnet ved en meget
stor spredning, som dog ikke kunne forklares specifikt.
Trods talrige studier af fosformobilisering i genetablerede vådområder i de sidste to årtier er vores forståelse
af den tidslige og rumlige variation af fosformobiliseringen og dens estimering mangelfuld. Som for drænet
lavbundsjord eksisterer der store videnshuller angående, hvordan det dynamiske samspil mellem
fosformobilisering og afstrømningsprocesser påvirker fosfortabet fra vådområderne i en længere årrække
efter selve vådlægningen (Audet et al. 2020, Walton et al. 2020). Endeligt er der behov for at undersøge,
hvordan tilhørende tiltag såsom høst af biomasse og styring af det hydrologiske regime, kan bidrage til
minimering af fosfortabet (Zak et al., 2018).
5.4.6 Referencer
Andersen, H.E., Baatrup-Pedersen, A., Blicher-Mathiesen, G., Christensen, J.P., Heckrath, G., Nordemann
Jensen, P. (red.), Vinther, F.P., Rolighed, J., Rubæk, G. & Søndergaard, M. 2016. Redegørelse for udvikling i
landbrugets fosforforbrug, tab og påvirkning af Vandmiljøet. Aarhus Universitet, DCE –Nationalt Center for
Miljø og Energi, 86 s. - Teknisk rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 77.
Andersen, H.E., Heckrath, G. 2020. Kildeopsplitning af det diffuse tab af fosfor. s. 106-112. H.E. Andersen &
G. Heckrath (red.) Fosforkortlægning af dyrkningsjord og vandområder i Danmark. Aarhus Universitet, DCE
- Nationalt Center for Miljø og Energi, 340 s. - Videnskabelig rapport nr. 397.
Andersen, H.E., Petersen, R.J. 2020. Oversigt over målinger af fosfortab fra dyrket organisk lavbundsjord. s.
152-153. H.E. Andersen & G. Heckrath (red.) Fosforkortlægning af dyrkningsjord og vandområder i
Danmark. Aarhus Universitet, DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi, 340 s. - Videnskabelig rapport nr.
397.
Audet, J., Zak, D., Bidstrup, J. & Hoffmann, C.C. 2020. Nitrogen and phosphorus retention in Danish restored
wetlands. Ambio 49(1), 324-336.
95
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2313
2314
2315
2316
2317
2318
2319
2320
2321
2322
2323
2324
2325
2326
2327
2328
2329
2330
2331
2332
2333
2334
2335
2336
2337
2338
2339
2340
2341
2342
2343
Beucher, A., Adhikari, K., Breuning-Madsen, H., Greve, M.B., Österholm, P., Fröjdö, S., Jensen, N.H., Greve, M.H.
2017. Mapping potential acid sulfate soils in Denmark using legacy data and LiDAR-based derivatives
Geoderma 308, 363-372.
Beucher, A., Greve, M.H. 2020. Kortlægning af relevante jordparametre for fosformobilisering i dyrkede,
organiske lavbundsjorde. s. 75-86. H.E. Andersen & G. Heckrath (red.) Fosforkortlægning af dyrkningsjord
og vandområder i Danmark. Aarhus Universitet, DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi, 340 s. -
Videnskabelig rapport nr. 397.
Borggaard, O.K.., Jørgensen, J.P., Møberg, J.P., Raben-Lange, B. 1990. Influence of organic matter on
phosphate adsorption by aluminium and iron oxides in sandy soils. Journal of Soil Science 41, 443-449.
Craft, C.B., Richardson, C.T. 1993. Peat accretion and N, P, and organic C accumulation in nutrient-enriched
and unenriched Everglades peatlands. Ecological Applications 3 (3), 446-458.
Dahl, M., Nilsson, B., Langhoff, J.H., Refsgaard, J.C. 2007. Review of classification systems and new multi-
scale typology of groundwater–surface water interaction. Journal of Hydrology 344, 1–16.
Forsmann, D.M., Kjærgaard, C. 2014. Phosphorus release from anaerobic peat soils during convective
discharge — Effect of soil Fe:P molar ratio and preferential flow. Geoderma 223-225, 21-32.
Geurts, J.J.M., Smolders, A.J.P., Verhoeven, J.T.A., Roelofs, J.G.M., Lamers, L.P.M., 2008. Sediment Fe:PO4 ratio
as a diagnostic and prognostic tool for the restoration of macrophyte biodiversity in fen waters. Freshwater
Biology 53, 2101–2116.
Heckrath, G., Andersen, H.E. 2020. Kortværket over risiko for fosfortab. s. 113-123. H.E. Andersen & G.
Heckrath (red.) Fosforkortlægning af dyrkningsjord og vandområder i Danmark. Aarhus Universitet, DCE -
Nationalt Center for Miljø og Energi, 340 s. - Videnskabelig rapport nr. 397.
Heckrath, G., Florea, A.F., Zak, D., Hansen, H.C.B. 2020. Fosfor i organisk lavbundsjord. s. 62-74. H.E. Andersen
& G. Heckrath (red.) Fosforkortlægning af dyrkningsjord og vandområder i Danmark. Aarhus Universitet,
DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi, 340 s. - Videnskabelig rapport nr. 397.
Heiberg, L, Bender Koch, C., Kjærgaard, C., Jensen, HS., Hansen, HCB. 2012. Vivianite precipitation and
phosphate sorption following iron reduction in anoxic soils. Journal Environmental Qualality 41, 938-949.
Hoffmann, C.C., P. Berg, M. Dahl, S.E. Larsen, H.E. Andersen, Andersen, B. 2006. Groundwater flow and
transport of nutrients through a riparian meadow: Field data and modelling. Journal Hydrology 331:315–
335.
Hoffmann, C.C., Iversen, B.V., Strandberg, B., Bruus, M., Hutchings, N., Martinsen, L., Hasler, B. 2020.
Minivådområder med åben vandflade. s. 88-103. Andersen, H.E., Rubæk, G.H., Hasler, B. & Jacobsen, B.H.
96
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2344
2345
2346
2347
2348
2349
2350
2351
2352
2353
2354
2355
2356
2357
2358
2359
2360
2361
2362
2363
2364
2365
2366
2367
2368
2369
2370
2371
2372
2373
(redaktører). 2020. Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af vandmiljøet. Aarhus Universitet, DCE –
Nationalt Center for Miljø og Energi, 284 s. - Videnskabelig rapport nr. 379.
Hoffmann, C.C., Kjaergaard, C., Uusi-Kämppä, J., Hansen, H.C.B., Kronvang, B., 2009. Phosphorus retention
in riparian buffers: review of their efficiency. Journal Environmental Quality 38, 1942–1955.
Hoffmann C.C., Kronvang B., Andersen H.E., Kjærgaard C. 2013. Kvantificering af fosfortab fra N og P
vådområder. Notat fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi. s. 42.
Hoffmann, C.C., Kronvang, B., Audet, J., 2011. Evaluation of nutrient retention in four restored Danish riparian
wetlands. Hydrobiologia 674, 5–24.
Hoffmann, C.C., Pedersen, M.L., Kronvang, B., Ovig, L. 1998. Restoration of the rivers Brede, Cole and Skerne:
a joint Danish and British EU-LIFE demonstration project, IV – Implications for nitrate and iron transformation.
Aquatic Conservation-Marine and Freshwater Ecosystems 8, 223-240.
Karlsson, T., Persson, P., Skyllberg, U., Morth, C., Giesler, R. 2008. Characterization of iron (III) in organic soils
using extended X-ray absorption fine structure spectroscopy. Environmental Science Technology 42, 5449–
5454.
Kjærgaard, C.; Heiberg, L.; Jensen, H.S.; Hansen, H.C.B. 2012. Phosphorus mobilization in rewetted peat and
sand at variable flow rate and redox regimes. Geoderma 173, 311–321.
Kjærgaard, C., Hoffmann, C.C., Heiberg, L., Hansen, H.C.B., Jensen, H., Greve, M. 2010. Risiko for fosfortab
ved reetablering af vådområder? Vand & Jord 17(2), 58-62.
Kleimeier, C., Rezanezhad, F., Van Cappellen, P., Lennartz, B., 2017. Influence of pore structure on solute
transport in degraded and undegraded fen peat soil. Mires and Peat 19 (18), 1–9.
Koskinen, M., Tahvanainen, T., Sarkkola, S., Walle, M., Laurén, A., et al. 2017. Restoration of nutrient-rich
forestry-drained peatlands poses a risk for high exports of dissolved organic carbon, nitrogen, and
phosphorus. Science Total Environment 586, 858–869.
Kronvang, B., C.C. Hoffmann, Dröge, R. 2009. Sediment deposition and net phosphorus retention in a
hydraulically restored lowland river floodplain in Denmark: Combining field and laboratory experiments.
Marine Freshwater Research 60(7), 638-646.
Lamers L.P.M., Vile M.A., Grootjans A.P., Acreman M.C., van Diggelen R., Evans M.G., Richardson C.J.,
Rochefort L., Kooijman A.M., Roelofs J.G.M., Smolders A.J.P. 2014. Ecological restoration of rich fens in Europe
and North America: from trial and error to an evidence-based approach. Biological Reviews 90(1), 182–
203.
97
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2374
2375
2376
2377
2378
2379
2380
2381
2382
2383
2384
2385
2386
2387
2388
2389
2390
2391
2392
2393
2394
2395
2396
2397
2398
2399
2400
2401
2402
2403
2404
2405
Litaor, M.I., O. Reichmann, A. Haim, K. Auerswald, and M. Shenker. 2004. The geochemistry of phosphorus in
peat soils of a semiarid altered wet. Soil Science Society America Journal 68, 2078-2085.
Lovley D.R., Holmes D.E., Nevin K.P. 2004. Dissimilatory Fe(III) and Mn(IV) reduction. Advances Microbial
Physiology 49, 219–286.
Lucassen, E.C.H.E.T., Smolders, A.J.P., Van de Crommenacker, J., Roelofs, J.G.M. 2004. Effects of stagnating
sulphate-rich groundwater on the mobility of phosphate in freshwater wetlands: a field experiment. Archiv
für Hydrobiologie 160, 117-131.
Lærke, P.E., Strandberg, B., Bruus, M., Hutchings, N. 2020. Paludikultur. s. 156-160. Andersen, H.E., Rubæk,
G.H., Hasler, B. & Jacobsen, B.H. (redaktører). 2020. Virkemidler til reduktion af fosforbelastningen af
Vandmiljøet. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 284 s. - Videnskabelig rapport
nr. 379.
Madsen, H.B., Jensen, N.H. 1988. Potentially acid sulfate soils in relation to landforms and geology. Catena
15, 137-145.
McCarter, C.P.R., Rezanezhad, F., Quinton, W.L., Gharedaghloo, B., Lennartz, B., Price, J., Connon, R., Van
Cappellen, P. 2020. Pore-scale controls on hydrological and geochemical processes in peat: Implications
on interacting processes. Earth Science Reviews 207, 103227.
Munch, J.C., Otto, J.C.G. 1980 Preferential reduction of amorphous to crystalline iron oxides by bacterial
activity. Soil Science 129, 15–21.
Nilsson, B., J.C. Refsgaard, M. Dahl, I. Møller, B. Kronvang, H.E. Andersen, C.C. Hoffmann, S. Christensen, J.H.
Langhoff , Rasmussen, K.R. 2003. HYdrokemisk interaktion mellem Grundvand og overfladevand (HYGRO).
En metode til klassificering af ådale i typeområder. Miljøstyrelsen, Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen, Danish
Environmental Protection Agency, Ministry of Environment.
Parfitt, D.L. 1989. Phosphate reactions with natural allophane, ferrihydrite and goethite. Journal Soil Science
40, 359–369.
Petersen, R.J., Prinds, C., Iversen, B.V., Kjærgaard, C. 2018. Fosfortab fra våde lavbundsjorde. Vand & Jord
25(3), 131-134.
Petersen, R.J., Prinds, C., Iversen, B.V., Engesgaard, P., Jessen, S., Kjærgaard, C. 2020. Riparian lowlands in
clay till landscapes: Part I— Heterogeneity of flow paths and water balances. Water Resources Research,
56, e2019WR025808.
Prem, M., Hansen, H.C.B., Wenzel, W., Heiberg, L., Sørensen, H., Borggaard, O.K. 2015. High spatial and fast
changes of iron redox state and phosphorus solubility in a seasonally flooded temperate wetland soil.
Wetlands 35, 237-246.
98
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2406
2407
2408
2409
2410
2411
2412
2413
2414
2415
2416
2417
2418
2419
2420
2421
2422
2423
2424
2425
2426
2427
2428
2429
2430
2431
2432
2433
2434
2435
Reddy, K. R., Kadlec, R. H., Flaig, E., Gale, P. M. 1999. Phosphorus retention in streams and wetlands: a review.
Environmental Science and Technology 29, 83-146.
Richardson, C. J. 1985. Mechanisms controlling phosphorus retention capacity in wetlands. Science 228,
1424-1427.
Richardson, C.J., Marshall, P.E. 1986. Processes controlling movement, storage and export of phosphorus in
a fen peatland. Ecological Monographs. 56, 279–302.
Poulsen H.D., Rubæk G.H. (red.) 2005. Fosfor i dansk landbrug. DJF rapport Husdyrbrug nr. 68. Aarhus 370
Universitet, Det Jordbrugsvidenskabelige Fakultet. 211 p.
Robinson, J. S., C. T. Johnston, Reddy, K. R. 1998. Combined chemical and 31P-NMR spectroscopic analysis
of phosphorus in wetland organic soils. Soil Science 163, 705-713.
Roden EE, Wetzel RG. 2002. Kinetics of microbial Fe(III) oxide reduction in freshwater wetland sediments.
Limnology Oceanography 41, 1733–1748.
Sah, R.N., Mikkelsen, D.S. 1986. Effects of anaerobic decomposition of organic matter on sorption and
transformation of P. II Effects on amorphous iron and P transformations. Soil Science 142, 346–351.
Schindler, U., Behrendt, A., Müller, L. 2003. Change of soil hydrological properties of fens as a result of soil
development. Journal of Plant Nutrition and Soil Science 166, 357-363.
Schlichting, A., P. Leinweber, R. Meissner, Altermann, M. 2002. Sequentially extracted phosphorus fractions
in peat-derived soils. Journal Plant Nutrition Soil Science 165, 290–298.
Schoumans, O.F., Chardon, W. 2015. Phosphate saturation degree and accumulation of phosphate in
various soil types in The Netherlands. Geoderma 237-238, 325-335.
Shenker, M., Seitelbach, S., Brand, S., Haim, A., Litaor, M.I. 2005. Redox reactions and phosphorus release in
re-flooded soils of an altered wetland. European Journal of Soil Science 56, 515-525.
Tiemeyer B, Frings J, Kahle P, Köhne S, Lennartz B. 2007. A comprehensive study of nutrient losses, soil
properties and ground water concentrations in a degraded peatland used as an intensive meadow –
implications for re-wetting. Journal Hydrology 345, 80–101.
Tiemeyer, B., Lennartz, B., Schlichting, A. & Vegelin, K. 2005. Risk assessment of the phosphorus export from
a re-wetted peatland. Physics and Chemistry of the Earth 30, 550-560.
Van Dijk, J., Stroetenga, M., Bos, L., Van Bodegom, P.M., Verhoef, H.A., Aerts, R. 2004. Restoring natural
seepage conditions on former agricultural grasslands does not lead to reduction of organic matter
decomposition and soil nutrient dynamics. Biogeochemistry 71, 317-337.
99
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2436
2437
2438
2439
2440
2441
2442
2443
2444
2445
2446
2447
2448
2449
2450
2451
2452
2453
2454
2455
2456
2457
2458
Van der Zee, S.E.A.T.M., Van Riemsdijk, W.H. Sorption kinetics and transport of phosphate in sandy soil.
Geoderma 1986, 38(1-4), 293-309.
Walton, C.R., Zak, D., Audet, J., Petersen, R.J., Lange, J., Oehmke, C., Wichtmann, W., Kreyling, J., Grygoruk,
M., Jablónska, E., Kotowski, W., Wisniewska, M.M., Ziegler, R., Hoffmann, C.C. 2020. Wetland buffer zones for
nitrogen and phosphorus retention: Impacts of soil type, hydrology and vegetation. Science Total
Environment 727, 138709.
Walpersdorf, E., Koch, C.B., Heiberg, L., O'Connell, D.W., Kjaergaard, C., Hansen, H.C.B. 2013. Does vivianite
control the solubility of phosphate in anoxic meadow soils? Geoderma 193-194, 189 – 199.
Wang, M., Liu, H., Zak, D., Lennartz, B. 2020. Effect of anisotropy on solute transport in degraded fen peat
soils. Hydrological Processes 34, 2128–2138.
Zak, D., Gelbrecht, J. 2007. The mobilisation of phosphorus, organic carbon and ammonium in the initial
stage of fen rewetting (a case study from NE Germany). Biogeochemistry 85, 141-151.
Zak, D., Gelbrecht, J., McInnes, R. 2018. Managing phosphorus release from restored minerotrophic
peatlands. s. 321-1327. C.M. Finlayson et al. (eds.). The Wetland Book. Springer, Dordrecht.
Zak, D., Gelbrecht, J., Zerbe, S., Shatwell, T., Barth, M., Cabezas, A., Steffenhagen, P. 2014. How helophytes
influence the phosphorus cycle in degradedinundated peat soils – Implications for fen restoration.
Ecological Engineering 66, 82-90.
Zak, D., Wagner, C., Payer, B., Augustin, J., & Gelbrecht, J. 2010. Phosphorus mobilization in rewetted fens:
The effects of altered peat properties and implications for their restoration. Ecological Applications 20,
1336–1349.
Zak, D., Gelbrecht, J., Wagner, C. & Steinberg, C.E.W. 2008. Evaluation of phosphorus mobilization potential
in rewetted fens by an improved sequential chemical extraction procedure. European Journal of Soil
Science 59, 1191-1201.
100
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2459
2460
2461
2462
2463
2464
2465
2466
2467
2468
2469
2470
2471
2472
2473
2474
2475
2476
2477
2478
2479
2480
2481
2482
2483
2484
2485
2486
2487
2488
2489
2490
2491
2492
5.5
Natur/biodiversitetseffekter forbundet med beskyttelse af jordens kulstofpulje
Morten Strandberg og Paul Henning Krogh, DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi, Aarhus Universitet
Fagfællebedømmer Beate Strandberg
Lavbundsjorde spænder vidt biologisk fra næringsfattige og artsfattige plantesamfund med dværgbuske
og halvgræsser, som kæruld og kogleaks, over fugtige overdrev og enge på organisk jord med en artsrig
flora, som er betinget af græsning, til floristisk set artsfattige højstaudesamfund. Dræning og gødskning har
i vid udstrækning gjort det muligt at dyrke sådanne arealer, som ved tilførsel af gødning har vist sig gunstige
for afgrødeproduktion. Dog har resultatet været, at jordens organiske indhold er mineraliseret med tiden,
hvilket stedse har gjort dyrkning vanskeligere på grund af stigende problemer med vanddækning. Dyrkning
og dræning har været til stor skade for disse naturarealers biodiversitet. I det følgende beskrives kort hvilke
processer, der er i spil i forhold til biodiversitet ved udtagning af sådanne områder til anden brug end
traditionel dyrkning med jordbehandling og gødskning. Strukturelle og funktionelle ændringer i
habitatstrukturen i form af ændret hydrologi, plantesamfund inkl. vedplanter som har stor betydning for
hvilke andre arter der kan indfinde sig, arealanvendelse f.eks. i form af fjernelse af biomasse eller græsning,
og næringsstoftilstand er essentielle for vurdering af biodiversitetseffekterne.
5.5.1 Basis for biodiversitet
Der er flere forhold der bestemmer den totale biodiversitet på et område. Blandt disse er tid, rum, jordbund,
klima, hydrologi, den floristiske diversitet, økosystemdannende arter, forvaltning mv.
Det er vist at en forøget diversitet af vilde planter på genoprettede lysåbne naturtyper forplanter sig til de
næste niveauer i fødekæden, som fx fugle (Wakeham-Dawson & Aebischer 1998), bestøvende insekter
(Forup & Memmott 2005) Warzecha et al. (2019) og Nichols et al. (2019) har vist noget lignende ved en
sammenligning af forskellige blomsterblandinger til udsåning, og biller (Blake et al. 1996). Dette er ligeledes
vist eksperimentelt (Scherber et al. 2010) som fandt at det i særlig grad gjaldt for herbivore insekter.
Ejrnæs et al. (2008) undersøgte ved hjælp af forekomsten af plantearter, hvor hurtigt opgivne marker
ændrede sig til lysåben natur, og fandt at udviklingen er blevet vanskelig på marker, der har modtaget
kunstgødning, idet næringsstofindholdet i jorden medvirker til at fremme nogle få arter, som via deres evne
til kraftig vækst kan udnytte de høje næringsstofniveauer og derved bliver dominerende, sandsynligvis i
form af højstaudesamfund. Dette sås ved at sandsynligheden for at opgivne marker udviklede sig til lysåben
natur aftog fra en sandsynlighed på 80 % i perioden fra 1874 – 1949 til 5 % i perioden fra 1970 til 2000.
Årsagen formodes først og fremmest at være næringsstoffer, der fremmer konkurrencestærke arter, men
også at jordens frøpulje er gået tabt på grund af bl.a. herbicidforbrug gennem flere års opdyrkning.
Schuldt et al. (2019) har på baggrund af flere års undersøgelser i eksperimentelle græsmarks- og
skovøkosystemer vist at der er en entydig positiv sammenhæng mellem floristisk artsrigdom og
101
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2493
2494
2495
2496
2497
2498
2499
2500
2501
2502
2503
2504
2505
2506
2507
2508
2509
2510
2511
2512
2513
2514
2515
2516
2517
2518
2519
2520
2521
2522
2523
2524
2525
2526
2527
artsrigdommen af en række funktionelle grupper af leddyr. Tendensen forstærkes med en stigning i
økosystemernes strukturelle og funktionelle diversitet. Sammenhængen mellem floristisk diversitet og andre
artsgrupper er for nylig blevet bekræftet af Brunbjerg et al
.
, (2018), der i Biowide, en dansk landsdækkende
analyse på en lang række naturtyper og artsgrupper viste, at planternes artsrigdom giver en stærk
forudsigelse af mange artsgruppers artsrigdom. Spørgsmålet er dog, i hvilken grad dette gælder, hvis der
ses på et enkelt økosystem, med den artsvariation, der er i dette. Således fandt Beugnon et al. (2019) i et
eksperimentelt etableret græsmark, at antallet af plantearter ikke havde nogen signifikant effekt på
jordbundsfaunaen. Hverken på artsantal eller antal tæthed. Det gjaldt uanset, om der blev set på den totale
jordbundsfauna eller på dele af den. Derimod viste modeller baseret på planternes funktionelle egenskaber
(traits) sig at være bedre til at forudsige tilstedeværelsen af nogle grupper af jordbundsdyr.
Meget forsimplet betyder det, at jo flere plantearter et virkemiddel resulterer i, vil det alt andet lige være
forventeligt, at der med et større antal af plantearter vil forekomme et større antal af arter fra andre
artsgrupper. Dette er blandt andet en effekt af at de fleste, om ikke alle, plantearter har en række arter
tilknyttet, som fx herbivore insekter, som igen tiltrækker andre arter. Herudover har faktorer som tid siden
genopretning, arealets størrelse og heterogenitet, samt nærhed til natur betydning for, hvor stor biodiversitet
et genoprettet område indeholder.
Alt andet lige vil den flora, der udvikler sig, sammen med både den fysiske og vegetationsmæssige
heterogenitet derfor være en indikator for værdien af det udtagne lavbundsområde i forhold til natur og
biodiversitet. Den floristiske sammensætning og økosystemets struktur og funktion vil kunne bruges til at
vurdere områdets lighed med fugtige naturtyper på kulstofrig jordbund, medens den floristiske artsdiversitet
kan bidrage til at vurdere, hvor mange dyrearter det udtagne område potentielt kan understøtte. På den
baggrund er forventningen, at udviklingen af homogene artsfattige samfund eller ligefrem understøttelse
af artsfattige plantesamfund efter udtagning vil have begrænset betydning for natur og biodiversitet,
medens udviklingen af artsrige plantesamfund i kombination med høj strukturel og funktionel
økosystemdiversitet vil have større betydning. Størst betydning for natur og biodiversitet vil der være ved
udvikling af plantesamfund i mosaik i et samspil med hydrologi, jordbund og økosystemdannende arter,
som er karakteristiske for en eller flere af de naturtyper, der trives på fugtige organiske jorder.
5.5.2 Tidligere vurderinger af virkemidler på lavbundsjord i forhold til effekt på
biodiversitet
Dalgaard et al. (2018) vurderede på baggrund af udenlandske undersøgelser at lavskov på lavbundsjord
med pil og poppel var positivt for biodiversiteten, medmindre placeringen lå på lavbundsjorder i tilknytning
til vandløb og søer. Vurderingen er ikke direkte relevant i forhold til vurderingen af paludikultur, som ikke
inkluderer pil og poppel. Dalgaard et al. (2018) skriver således afsluttende i vurderingen af lavskov: ”
På
lavbundsjorder vil etablering af græsningseng være et bedre alternativ for biodiversiteten.”.
Det vurderes
yderligere af Dalgaard et al. (2018), at vandstandshævning på udtagne lavbundsjorder vil være positivt for
102
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2528
2529
2530
2531
2532
2533
2534
2535
2536
2537
2538
2539
2540
2541
2542
2543
2544
2545
2546
2547
2548
2549
2550
2551
2552
2553
2554
2555
2556
2557
2558
2559
biodiversiteten, hvor det bemærkes, at effekten ikke kan kvantificeres på grund af, at der mangler
undersøgelser af spørgsmålet. Dette bekræftes af Olesen et al. (2019), som vurderer, at vådlægning af
tidligere dyrkede lavbundsjorde vurderes positivt for biodiversitet, men størrelsen af effekten vurderes ikke.
Når arealerne udlægges til naturformål, vil det have positive effekter på diversiteten af flora, fauna og
funga, især når arealerne udlægges i tilknytning til eksisterende naturarealer (Natura 2000 og §3 områder)
og forvaltes med naturudvikling som målsætning (Dalgaard et al. 2018). Disse effekter kan dog ikke
opgøres kvantitativt, da der ikke findes undersøgelser af biodiversitetseffekterne ved udtagning af
lavbundsjorder.
I N-virkemiddelkataloget (Eriksen et al. 2020) indgik en række virkemidler i forhold til kvælstof, som også er
blevet vurderet i forhold til sideeffekter på biodiversitet, heriblandt følgende fire virkemidler på
lavbundsarealer i ådalen: etablering af vådområder, afbrydning af dræn, paludikultur og fjernelse af
biomasse i randzoner og engarealer. Blandt disse er ”
afbrydning af dræn
og
paludikultur
” identiske med
de beskyttelsesniveauer, der skal vurderes i nærværende vurdering af beskyttelsesniveauer ved udtagning
af lavbundsjorder.
5.5.3 Græssende dyr
Græssende dyr kan ved et let græsningstryk bevare eksisterende tørvejord, fordi jordbunden kan holdes
våd, og i mindre grad bliver forstyrret, men brugen af arealet til produktion af kød og/eller mælk med høje
dyretætheder begrænser dannelsen af ny tørvejord og nedbryder den eksisterende tørv (Morris et al. 2010).
Anvendelsen til produktion af animalske produkter som kød og mælk vil gøre, at der fjernes næringsstoffer
fra arealerne, men beregninger fra hede viser at den mængde næringsstoffer, der fjernes ved produktion
af animalske produkter, er mindre end den mængde kvælstof, der i dag årligt tilføres ved atmosfærisk
nedfald, som oftest markant mindre (Schmidt og Gundersen 2018). Ydermere er mængden meget lille i
forhold til den mængde, der i form af organisk bundet kvælstof er ophobet i jordbunden gennem mange
års dyrkning, som for en dyrkningsjord ligger mellem 3.500 og 12.000 kg/ha i de øverste 25 cm (SEGES
2017). Derfor vil dyrenes vigtigste funktion være at holde vegetationen lav og lysåben, således at den
næringsberigede jordbund ikke fører til dominans af et begrænset antal arter af konkurrencestærke
plantearter, som trives på den kunstigt næringsberigede jordbund.
På den baggrund er det sandsynligt at genforvildning med bl.a. kvæg og heste i kombination med
aflukning af grøfter og dræn vil være den bedste og hurtigste måde at sikre, at tidligere dyrkede arealer
opnår værdi for natur og biodiversitet. Hvor der er mulighed for dannelse af krat kan dette også være en
løsning, der fremmer biodiversitet. Der mangler dog gode undersøgelser af dette under danske forhold,
hvor genforvildning oftest er taget i anvendelse på arealer der allerede kan karakteriseres som natur.
103
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2560
2561
2562
2563
2564
2565
2566
2567
2568
2569
2570
2571
2572
2573
2574
2575
2576
2577
2578
2579
2580
2581
2582
2583
2584
2585
2586
2587
2588
2589
2590
2591
2592
2593
2594
5.5.4 Jordbundsdyr
Ekstensivering af landbrug fører generelt til større populationer og diversitet af jordbundsdyr som følge af
mindre jordbearbejdning (Demšar et al
.
, 2006; Postma-Blaauw et al
.
, 2012; Spurgeon et al
.
, 2013). Det er
dog ikke uden betydning, hvilken type skov der etableres og hvilke jordbundskarakteristika denne medfører
(Spurgeon et al
.
, 2013). Normalt vil sandjord have mindre populationer end lerjord, men for våde habitater,
betyder det mindre. Ved at sammenholde
trait
databasen BETSI (Hedde et al
.
, 2012) og Edaphobase
(Burkhardt et al
.
, 2014) dataportalens danske Biowide springhaledata, der dækker 130 forskellige
lokaliteter og 24 forskellige habitattyper efter EUNIS klassifikationssystemet, kan habitaterne beskrives mht.
fordeling af størrelser på dyr og deres artsrigdom. Danske våde habitater som kær, moser, søbred osv. har
typisk en springhalefauna med gennemsnitligt større arter, hvilket skyldes at de større springhaler kræver
mere førne og vegetation end mindre dyr. De har en epigæisk livsform. Disse våde habitater er
lavbundshabitater eller ligner dem, så man kan forvente at reetableringen af lavbundshabitater vil få
samme dyresamfund.
Regnormesamfundet i sæsonvis oversvømmede arealer er kraftigt påvirket af denne vandmættede jord,
men arter som grøn orm,
Allolobophora chlorotica
, bækorm,
Eiseniella tetraedra
, skov-regnorm,
Lumbricus
rubellus
, blå orm,
Octolasion cyaneum
, og mælket orm,
Octolasion tyrtaeum
, kan klare sig vinteren over i
vandmættet jord og er almindelige i sådanne naturligt oversvømmede arealer (Ausden et al
.
, 2001). På
græsningsarealer med årlig høj vandstand og med lysesiv kan regnormefaunaen være relativt artsrig med
omkring 10 arter, men med en lav biomasse på omkring 40 g m
-2
(Jones et al
.
, 2001) sammenlignet med
danske kløver-græsmarker, der kan have omkring 200 g orm m
-2
(Krogh et al. subm.). Faunaen i
vandmættet jord kan dog fortsat bidrage som føde til fugle og til jordbundsprocesser. Da ormene vil søge
op fra vandfyldt jord, som eksempelvis den epigæiske skov-regnorm gøre det (Zorn et al
.
, 2008), vil de være
tilgængelige som føde. Regnorme i våde enge og sæsonvis oversvømmede arealer (habitatstruktur) vil
derfor fortsat have en funktion som fugleføde.
Hvis scenariet efter intensiv landbrugsdrift ved udtagning er en monokultur, kan der ikke forventes positive
effekter på regnorme, på samme måde som for flerårige energiafgrøder (Lask et al
.
, 2020).
5.5.5 Biodiversitetseffekter af de udvalgte beskyttelsesniveauer
Vurderingen af effekter af de udvalgte beskyttelsesniveauer er foretaget som en biologisk ekspertvurdering,
da der ikke er fundet studier, som har undersøgt dette på lavbund. Baggrunden for de generelle biologiske
vurderinger er beskrevet i indledningen. Vurderingerne er af samme årsag kvalitative.
Det er i vurderingerne antaget, at der inden udtagning har været et simpelt sædskifte med årlig
jordbehandling, gødskning og pesticidanvendelse f.eks. med skiftende vinterafgrøder og eventuelt også
forårsafgrøder. Vurderingen tager udgangspunkt i en sammenligning mellem resultatet efter en lang
periode, op til 50 år. Derfor vil scenarier der indeholder en form for årlig høst eller anden homogenisering
score ret lavt, medens scenarier der tillader at der udvikles mere heterogene arealer vil score højere.
104
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2595
2596
2597
2598
2599
2600
2601
2602
2603
2604
2605
2606
2607
2608
2609
2610
2611
2612
2613
2614
2615
2616
2617
2618
2619
2620
2621
2622
2623
2624
Der er i lighed med vurderingen i Eriksen et al. (2020) anvendt skalaen fra -3, -2, -1, 0, +1, +2, +3, hvor minus
3 er meget dårligere biodiversitet end udgangspunktet dyrket areal med jordbehandling, og +1 er en
forventning om lidt bedre biodiversitet end udgangspunktet, +2 er bedre biodiversitet end udgangspunktet,
og +3 er meget bedre biodiversitet end udgangspunktet. Ved 0 forventes ingen signifikant målbar ændring
i forhold til udgangspunktet før udtagningen. I praksis er der ikke nogle af beskyttelsesniveauerne der
medfører en negativ biodiversitetspåvirkning relativt til situationen før udtagningen.
Arealet af det enkelte beskyttelsesniveau/scenarie vil have betydning for den overordnede vurdering af
biodiversitetseffekter. Der er dog ikke fundet viden om det forventede arealmæssige omfang af de enkelte
beskyttelsesniveauer. Eriksen et al. (2020) anvendte en samlet score for biodiversitet ved en simpel addition
af scorerne for de enkelte biodiversitetseffekter. I nærværende behandling er dette undladt, da der kan
være en risiko for at begå uønskede fejl ved at addere biodiversitetseffekter på tværs af artsgrupper
(Damgaard et al. 2019).
I det omfang det udtagne areal bruges til andre formål end biodiversitet, vil det have betydning for den
biodiversitet, der kan være på arealet. Dette gælder fx hvis arealet anvendes til biomasseproduktion,
kødproduktion eller honningproduktion mv. Sådanne scenarier indgår dog ikke i de udvalgte
beskyttelsesniveauer og nærværende vurdering.
I vurderingerne af biodiversitetseffekter er medtaget regnorme, jordbundsinsekter, mikroleddyr, enkytræer,
tokimbladede urter, graminoider, træer og buske, biller, bier, sommerfugle og svirrefluer. Fugle og pattedyr
er ikke medtaget i vurderingerne, da forventningen er at biodiversitetseffekter på fugle og pattedyr alligevel
vil være afledt af de niveauer, der allerede indgår. Således forventes det at positive effekter på planter og
leddyr mv. i et vist omfang vil forplante sig til fugle og pattedyr.
5.5.6 Beskrivelse af scenarierne i forhold til biodiversitet
Bedømmelsen af virkningen på biodiversitet i de følgende scenarier er samlet i Tabel 5.5 og gennemgået
for hvert scenarie i kapitel 5.5.61 til 5.5.6.12.
Tabel 5.5 Biodiversitetsvurdering for de 12 scenarier. Biodiversitetsvurdering. Der er i lighed med
vurderingen i Eriksen et al. (2020) anvendt skalaen fra -3, -2, -1, 0, +1, +2, +3, hvor minus 3 er meget dårligere
biodiversitet end udgangspunktet dyrket areal med jordbehandling, og +1 er en forventning om lidt bedre
biodiversitet end udgangspunktet, +2 er bedre biodiversitet end udgangspunktet, og +3 er meget bedre
biodiversitet end udgangspunktet. Ved 0 forventes ingen signifikant målbar ændring i forhold til
udgangspunktet før udtagningen.
105
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0106.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
Kode
Beskyttelsesniveau
Næringstilstand
udtagning
Næringstilstand
udtagning
før
efter
A1
A2
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1
Paludikultur
C2
D1
Vådområde
D2
Jordbearbejdning ophører og
omlægning til vedvarende
græs
Høj
Høj
50-100
Svagt
varierende
m/u gødning Høst af
biomasse
eller
afgræsning
Høj
Faldende
50-100
Svagt
varierende
Ingen gødning Høst af
biomasse
Undlade nydræning og vedligehold af dræn og grøfter
Høj
Høj
50-100
Høj
Faldende
50-100
Lav
Lav
50-100
Høj
Høj
30-50
Høj
Faldende
30-50
Lav
Lav
30-50
Høj
Høj
0-30
Høj
Høj
0-30
Svagt
varierende
m/u omlægning/direkte
såning af afgrøde efter en
årrække.
Høst
af
biomasse. Næringsstoffer
via
gødning
eller
drænvand.
Høj
Faldende
0-30
Svagt
varierende
Lav
Lav
0-30
Svagt
varierende
Grundvandsstand start
udtagning
Grundvandsstand
i
årene efter udtagning
Stigende
m/u gødning Høst af
biomasse
eller
afgræsning
Stigende
Ingen gødning Høst af
biomasse
Stigende
Ingen gødning m/u høst
af
biomasse
eller
afgræsning
Stigende
m/u gødning Høst af
biomasse
eller
afgræsning
Stigende
Ingen gødning Høst af
biomasse
Stigende
Ingen gødning m/u høst
af
biomasse
eller
afgræsning
Konstant
Pumpning af vand. m/u
omlægning/direkte
såning af afgrøde efter en
årrække.
Høst
af
biomasse. Næringsstoffer
via
gødning
eller
drænvand.
Høst af biomasse
Regnorme
Jordbundsinsekter
Mikroleddyr
Enkytræer
Tokimbladede urter
Graminoider
halvgræs, siv)
Træer og buske
Biller
Bier
Sommerfugle
Svirrefluer
(græs,
1
1
1
1
0
1
0
1
0
0
0
1
1
1-2
1-2
0
1
0
1
0
0
0
1
1
1
1
0
1
0
1
0
0
0
1
1
1
1
1
1
0
1
0
0
0
2
1
1
2
0-1
1
1
1
1
1
0
0-1
0
1
1
1
1
1
1
0
1
0-1
0-1
1
2
2
2
2
1-2
1-2
0-1
1-2
1-2
1-2
1-2
1
1
1
1
0-1
0-1
0
0-1
0-1
0
1-2
1
1
1
1
0-2
0-2
0
0-1
0-1
0
1-2
2
2
2
2
2
2
0
2
0-1
0-1
0-2
2-3
2-3
2-3
2-3
1-3
1-3
1-3
2-3
1-3
0-3
1-3
1
0-1
0-1
0-1
1
0-1
0
0
106
m/u afgræsning
Beskrivelse
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2625
2626
2627
2628
2629
2630
2631
2632
2633
2634
2635
2636
2637
2638
2639
2640
2641
2642
2643
2644
2645
2646
2647
2648
2649
2650
2651
2652
2653
2654
2655
2656
2657
2658
2659
2660
5.5.6.1 Scenarie A1
Den vigtigste egenskab ved scenarie A1 i forhold til udgangspunktet er at jordbearbejdning ophører.
Omlægning til vedvarende græs kan også være positivt i forhold til afgrøde med jordbehandling og høst.
Fokus på produktion ved afgræsning eller høst af biomasse, af hvad der forventes at være højproduktive
græsser på en næringsrig jordbund, vil ikke være fremmende for biodiversitet generelt. Muligheden for
fortsat gødskning vil være en hindring for at der på sigt udvikles en forbedring af biodiversiteten på arealet.
I det tilfælde der ikke tilføres gødning, vil der via den biomasse der fjernes over tid kunne ske en forbedring
af biodiversiteten ved udpining. Dette vil dog afhænge af mængden af næringsstoffer, der tilføres fra luften,
ved overfladeafstrømning og med næringsrigt overfladenært grundvand. Ophør af jordbehandling vil
være positivt for jordbundsfaunaen og insekter som løbebiller og edderkopper der lever på jordoverfladen.
5.5.6.2 Scenarie A2
Den vigtigste egenskab ved scenarie A2 i forhold til udgangspunktet er at jordbearbejdning ophører.
Omlægning til vedvarende græs kan også være positivt i forhold til enårig afgrøde med jordbehandling
og høst. Fokus på produktion ved afgræsning eller høst af biomasse af hvad der forventes at være
højproduktive græsser på en næringsrig jordbund vil ikke være fremmende for biodiversitet generelt. Ophør
af gødskning vil medføre at der på sigt udvikles en forbedring af biodiversiteten på arealet. Når der ikke
tilføres gødning, vil der via den biomasse, der fjernes, over tid kunne ske en forbedring af biodiversiteten
ved udpining. Hvor hurtigt dette sker, afhænger blandt andet af nærhed til naturarealer med en
artssammensætning, der vil kunne kolonisere området, idet det må forventes at den lokale frøpulje stort set
er udtømt som følge af tidligere jordbehandling, gødskning og pesticidanvendelse. Graden af udpining vil
dog også afhænge af mængden af næringsstoffer, der tilføres fra luften, ved overfladeafstrømning og med
næringsrigt overfladenært grundvand. Ophøret med jordbehandling vil være positivt for jordfaunaen og
for insekter som løbebiller og edderkopper, der lever på jordoverfladen.
5.5.6.3 Scenarie B1
I scenarie B1 vil der ske en forøgelse af vandstanden som følge af, at der ikke gendrænes og heller ikke
sker vedligehold af dræn og grøfter. Ophør af jordbehandling vil sikre, at der sker en positiv udvikling af
jordbundsfaunaen. Den stigende vandstand vil sammen med den høje næringstilstand før og efter
udtagning gøre, at der vil udvikle sig et plantesamfund med produktive arter som tagrør og dunhammer.
Høst af biomasse vil, afhængigt af årstiden, kunne ændre plantesamfundet mod en dominans af andre
arter. Dette vil fortrinsvis være græsser som tåler høst. Græsning vil give en mere varieret vegetation, idet
der med tiden vil indfinde sig højproduktive arter som dyrene ikke græsser så hårdt på grund af indhold af
forsvarsstoffer eller fordi arterne har torne eller lignede fysisk forsvar. Tilførsel af næringsstoffer med
gødskning eller fra atmosfærisk nedfald eller med næringsrigt vand fra omgivelserne vil medvirke til at
holde det udtagne areal i en tilstand der er ugunstig for biodiversiteten. Scenariet vil først og fremmest være
en fordel for jordbundsfaunaen og overfladelevende biller og edderkopper på grund af ophøret af
jordbearbejdning.
107
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2661
2662
2663
2664
2665
2666
2667
2668
2669
2670
2671
2672
2673
2674
2675
2676
2677
2678
2679
2680
2681
2682
2683
2684
2685
2686
2687
2688
2689
2690
2691
2692
2693
2694
2695
2696
5.5.6.4 Scenarie B2
I scenarie B2 vil der lige som i B1 ske en forøgelse af vandstanden som følge af, at der ikke gendrænes og
heller ikke sker vedligehold af dræn og grøfter. Ophør med jordbehandling vil sikre, at der sker en positiv
udvikling af jordbundsfaunaen. Den stigende vandstand vil sammen med den høje næringstilstand før
udtagning gøre, at der umiddelbart efter udtag vil udvikle sig et plantesamfund med produktive arter som
tagrør og dunhammer. Høst af biomasse vil afhængigt af årstiden kunne ændre plantesamfundet mod en
dominans af andre høsttolerante arter. Ophøret med gødskning vil afhængigt af størrelsen af tilførsel af
næringsstoffer fra atmosfærisk nedfald eller med næringsrigt vand fra omgivelserne kunne bevirke, at
arealet udvikler sig i en mere næringsfattig retning der er positiv for biodiversiteten. Høsten af biomasse er
med til at homogenisere arealet hvilket er ugunstigt for biodiversiteten. Scenariet vil først og fremmest være
en fordel for jordbundsfaunaen, løbebiller og edderkopper på grund af ophøret af jordbearbejdning.
5.5.6.5 Scenarie B3
I scenarie B3 vil der lige som i B1 og B2 ske en forøgelse af vandstanden som følge af, at der ikke
gendrænes og heller ikke sker vedligehold af dræn og grøfter. Ophør af jordbehandling vil sikre at der sker
en positiv udvikling af jordbundsfaunaen og nogle billegrupper. Den stigende vandstand vil sammen med
at der ikke gødskes, den lave næringstilstand før og efter udtagning, gøre at der efter udtagningen vil
udvikle sig et plantesamfund med arter som trives ved lave næringsstofniveauer og har mulighed for at
sprede sig til området. Høst af biomasse vil afhængigt af årstiden kunne ændre plantesamfundet mod en
dominans af høsttolerante arter, fortrinsvis græsser. Uden høst vil der være mulighed for etablering af
egentlige lavbundsarter som fx lysesiv, som vil kunne blive dominerende. Lysesiv vil også kunne blive
dominerende ved afgræsning, da der er mange dyr som kun i ringe grad græsser på lysesiv. Størrelsen af
tilførsel af næringsstoffer fra atmosfærisk nedfald eller med næringsrigt vand fra omgivelserne vil have
betydning for om og hvor hurtigt arealet udvikler sig i en næringsfattig retning der er positiv for
biodiversiteten. Høsten af biomasse er med til at homogenisere arealet hvilket er ugunstigt for
biodiversiteten. Derfor vil undladelse af høst være en fordel for arealets biodiversitet, en virkning der kan
forstærkes af at arealet afgræsses på en måde der er tilpasset arealets størrelse og artssammensætning.
5.5.6.6 Scenarie B4
I scenarie B4 vil der ske en forøgelse af vandstanden som følge af, at der ikke gendrænes og heller ikke
sker vedligehold af dræn og grøfter. Ophør med jordbehandling vil sikre, at der sker en positiv udvikling af
jordbundsfaunaen. Den i udgangspunktet relativt høje grundvandsstand med stigende vandstand vil
sammen med den høje næringstilstand før og efter udtagning gøre, at der vil udvikle sig et plantesamfund
med produktive vådbundsarter som tagrør og dunhammer. Høst af biomasse vil afhængigt af årstiden
kunne ændre plantesamfundet mod en dominans af andre plantearter. Dette vil fortrinsvis være græsser
som tåler høst. Græsning vil give en mere varieret vegetation idet der med tiden vil indfinde sig
højproduktive arter, som dyrene ikke græsser så hårdt, på grund af indhold af forsvarsstoffer eller fordi
arterne har torne eller lignede fysisk forsvar, fx kær-tidsel. Tilførsel af næringsstoffer med gødskning eller fra
108
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2697
2698
2699
2700
2701
2702
2703
2704
2705
2706
2707
2708
2709
2710
2711
2712
2713
2714
2715
2716
2717
2718
2719
2720
2721
2722
2723
2724
2725
2726
2727
2728
2729
2730
2731
atmosfærisk nedfald eller med næringsrigt vand fra omgivelserne vil medvirke til at holde det udtagne
areal i en tilstand der er ugunstig for biodiversiteten. Scenariet vil først og fremmest være en fordel for
jordbundsfaunaen, samt overfladelevende biller og edderkopper på grund af ophøret af jordbearbejdning,
dette vil specielt være tilfældet hvor der er mulighed for indvandring fra egentlig naturarealer på våd bund
i nærheden.
Scenarie B5
I scenarie B5 vil der i lighed med scenarie B4 ske en forøgelse af vandstanden som følge af, at der ikke
gendrænes og heller ikke sker vedligehold af dræn og grøfter. Ophør med jordbehandling vil sikre, at der
sker en positiv udvikling af jordbundsfaunaen. Den i udgangspunktet relativt høje grundvandsstand med
stigende vandstand vil sammen med den høje næringstilstand før, men faldende efter udtagning gøre, at
der vil udvikle sig et plantesamfund med i starten produktive vådbundsarter som tagrør og dunhammer.
Høst af biomasse vil afhængigt af årstiden kunne ændre plantesamfundet mod en dominans af andre arter.
Dette vil fortrinsvis være græsser som tåler høst. Den kontinuerte høst vil forårsage en homogenisering både
af vegetationens artssammensætning og af jordbundsstrukturer. Eventuel tilførsel af næringsstoffer med fra
atmosfærisk nedfald eller med næringsrigt vand fra omgivelserne vil yderligere bidrage til at holde det
udtagne areal i en tilstand der er ugunstig for biodiversiteten. Scenariet vil først og fremmest være en fordel
for jordbundsfaunaen og nogle overfladelevende biller og edderkopper på grund af ophøret af
jordbearbejdning, dette vil specielt være tilfældet hvor der er mulighed for indvandring fra egentlig
naturarealer på våd bund i nærheden.
5.5.6.7 Scenarie B6
Scenarie B6 er med lav næringsstoftilstand, uden jordbearbejdning og med en i udgangspunktet relativt
og stigende grundvandsstand et godt udgangspunkt for udvikling af biodiversitet. Dette skyldes, at ophør
med jordbearbejdning sammen med den lave næringsstof-tilstand giver et godt udgangspunkt for både
jordbundsdyr, overfaldelevende leddyr som biller og en variabel flora tilpasset den lave næringsstilstand.
Vigtigt for arealets udvikling efter udtagning vil være nærhed til fugtige lavbundsområder i god
naturtilstand, hvorfra arter kan sprede sig til det udtagne område. Uden nærhed til lignende naturområder
vil det tage lang tid for området at udvikle en karakteristisk lavbundsdiversitet, da det ikke er forventeligt at
området selv kan levere arterne efter at have været drevet landbrugsmæssigt med jordbehandling,
gødskning og pesticider.
5.5.6.8 Scenarie C1
I scenarie C1 er der tale om en intensiv produktiv kultur af vådbundsarter med sigte på biomasseproduktion.
Arealet vil også efter udtagning have en høj næringstilstand enten som følge af gødskning eller som tilførsel
via drænvand. Tilførslen af næringsstoffer og den maskinelle høst af arter som dunhammer og tagrør vil
medføre, at området bliver meget homogent og ikke vil være egnet som levested for en betydelig
biodiversitet. Dog vil ophør af jordbehandling give mulighed for, at en vådbundstilknyttet jordfauna kan
109
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2732
2733
2734
2735
2736
2737
2738
2739
2740
2741
2742
2743
2744
2745
2746
2747
2748
2749
2750
2751
2752
2753
2754
2755
2756
2757
2758
2759
2760
2761
2762
2763
2764
2765
udvikles, lige som overfladelevende leddyr som løbebiller og edderkopper vil kunne trives. Derudover kan
området i perioder fungere som habitat for en række fugle og pattedyr. Den høje og konstante
grundvandsstand kan også på de fugtigste steder give grundlag for en akvatisk leddyrsfauna tilknyttet
eutrofe forhold, fx myg og svirrefluer.
5.5.6.9 Scenarie C2
I scenarie C2 er der ligesom i scenarie C1 tale om en intensiv produktiv kultur af vådbundsarter med sigte
på biomasseproduktion. Arealet vil også efter udtagning have en høj næringstilstand enten som følge af
gødskning eller som tilførsel via drænvand. Tilførslen af næringsstoffer og den maskinelle høst af arter som
dunhammer og tagrør medfører at området bliver meget homogent og ikke vil være egnet som levested
for en betydelig biodiversitet. Dog vil ophøret af jordbehandling give mulighed for at en vådbundstilknyttet
jordfauna kan udvikles, lige som overfladelevende leddyr vil kunne trives. Derudover kan området i perioder
fungere som habitat for fugle og pattedyr. Den høje og svagt varierende grundvandsstand kan på de
fugtigste steder give grundlag for en akvatisk leddyrsfauna tilknyttet eutrofe forhold, fx myg og svirrefluer.
5.5.6.10 Scenarie D1
Scenarie D1 er et egentligt vådbundsområde med en i udgangspunktet høj grundvandsstand, som kan
variere lidt over tid. Det i udgangspunktet høje niveau af næringsstoffer vil være faldende på grund af, at
der høstes biomasse, hvilket er positivt og over tid vil ændre området til en mere næringsfattig tilstand.
Specielt hvis der ikke tilføres næringsstoffer med drænvand eller på anden måde. Høsten af biomasse er
dog også en negativ faktor, idet den medvirker til at homogenisere området, og gør det umuligt for en
række af arter, der ikke tåler slåning at indvandre. Slåning vil også bidrage til en høj dækning af græsser
som tåler slåning, hvilket gør området mindre attraktivt for bestøvende insekter som sommerfugle, bier og
svirefluer.
5.5.6.11 Scenarie D2
Scenarie D2 med lav næringstilstand, mulighed for græsning, og uden maskinel høst giver et godt
udgangspunkt for at en karakteristisk biodiversitet kan etableres over tid. Nærhed til egentlige
lavbundsområder vil være afgørende for hvor hurtigt arealet kan udvikle sig til natur i god tilstand, men
forudsætningerne er til stede. Græsningstrykket og græsningsmønstret er vigtigt for hvilke grupper, der trives
bedst. Medicinering af de græssende dyr vil hæmme udviklingen af leddyr og svampe tilknyttet gødning.
Medicinering med ormemidler vil, ved nærhed til akvatisk natur på grund af tilførsel med
overfladeafstrømning, kunne udgøre en risiko for denne på grund af ormemidlernes høje toksicitet selv efter
passage af dyrets tarm.
5.5.7 Konklusioner
Ingen af tiltagene med hævning af grundvandsspejlet er negative for biodiversiteten, set i forhold til
udgangspunktet dyrket landbrugsjord med jordbehandling. I forhold til den natur og biodiversitetsmæssige
110
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2766
2767
2768
2769
2770
2771
2772
2773
2774
2775
2776
2777
2778
2779
2780
2781
2782
2783
2784
2785
2786
2787
2788
2789
2790
2791
2792
2793
2794
2795
2796
værdi af uberørte naturområder på tørveholdig lavbundsjord vurderes det, at flertallet af tiltagene har lille
biodiversitetsmæssig værdi.
Dette skyldes at:
•
Der i jorden vil være en pulje af næringsstoffer, der gør det vanskeligt for de for naturtypen
karakteristiske arter at klare sig i konkurrencen med mere næringskrævende arter.
•
De mange år med dyrkning har fjernet området så meget fra sit naturlige udgangspunkt, at det vil
være vanskeligt for de for naturtypen karakteristiske arter at indvandre og klare sig.
•
Den frøbank som skulle give grundlag for etablering af de karakteristiske plantearter er udtømt pga.
anvendelse af mekanisk og/eller kemisk ukrudtsbekæmpelse.
På den positive side hører at:
•
Jordbehandling vil ophøre i alle scenarier, hvilket særligt vil være godt for jordbundens fauna og
overfladelevende leddyr som biller og edderkopper.
•
I flere af scenarierne indgår græsning, hvilket vil holde vegetationen lav og lysåben, hvilket igen
giver mulighed for etablering af flere plantearter. Græsning giver også variation i
vegetationsdækket og jordens kompakthed. Ydermere vil gødning fra de græssende dyr udgøre
en ressource for insekter og svampe, der lever på og af gødning, specielt hvis dyrene ikke
medicineres.
•
Etablering af vådområder har i forhold til de øvrige beskyttelsesniveauer den største værdi for natur
og biodiversitet. På grund af jordens næringstilstand vil græsning være et tiltag, der vil bidrage til
at holde naturen lysåben. Hvis der ikke græsses, vil der over tid ske udvikling af krat, skov eller
sumpskov sandsynligvis med dominans af rød-el eller birk.
Det skal understreges, at vurderingerne overvejende beror på almen biologisk viden, som i korte træk er
gengivet i starten af kapitlet i afsnittet ”basis for biodiversitet”. Årsagen er, at der ikke er fundet undersøgelser
af biodiversitetseffekterne af udtagningsscenarierne. Derfor kan man konkludere at der er videnshuller i
forhold til vurdering af biodiversitetseffekter ved udtagning af lavbundsjord.
5.5.8 Referencer
Ausden, M., Sutherland, W.J., James, R., 2001. The effects of flooding lowland wet grassland on soil
macroinvertebrate prey of breeding wading birds. Journal of Applied Ecology 38, 320-338.
Beugnon, R., Steinauer, K., Barnes, A.D., Ebeling, A., Roscher, C., & Eisenauer, N. (2019) Plant functional traits
identity and diversity effects on soil meso- and macrofauna in an experimental grassland, Advances in
Ecological Research 61: 163 – 183.
111
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0112.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2797
2798
2799
2800
2801
2802
2803
2804
2805
2806
2807
2808
2809
2810
2811
2812
2813
2814
2815
2816
2817
2818
2819
2820
2821
2822
2823
2824
2825
2826
Blake R., Foster G.N., Fisher G.E.J. & Ligertwood G.L. (1996) Effects of management practices on the carabid
fauna of newly established wildflower meadows in Scotland. Annales Zoologici Fennici, 33, 139-147
Brunbjerg, A.K., Bruun, H.H., Dalby, L., Fløjgaard, C., Frøslev, T.G., Høye, T.T., Goldberg, I., Læssøe, T., Hansen,
M.D.D., Brøndum, L., Skipper, L., Fog, K., Ejrnæs, R., 2018. Vascular plant species richness and bioindication
predict multi-taxon species richness. Methods in Ecology and Evolution 9, 2372-2382.
Burkhardt, U., Russell, D., Decker, P., Döhler, M., Höfer, H., Lesch, S., Rick, S., Römbke, J., Trog, C., Vorwald, J.,
2014. The Edaphobase project of GBIF-Germany—A new online soil-zoological data warehouse. Applied
Soil Ecology 83, 3-12.
Dalgaard, T., Andersen, H.E., Blicher-Mathiesen, G., Hansen, E.M., Heckrath, G.J., Hoffmann, C.C.,
Damgaard, C., Strandberg, M., Kjær, C., Sørensen, P.B. 2019. Use "risk of system failure" rather than additive
aggregation methods of indicators when assessing habitat quality. Ecological Indicators 107: 105564.
https://doi.org/10.1016/j.ecolind.2019.105564
Demšar, D., Džeroski, S., Larsen, T., Struyf, J., Axelsen, J., Pedersen, M.B., Krogh, P.H., 2006.
Using multi-objective
classification to model communities of soil microarthropods. Ecological Modelling 191, 131-143.
Ejrnæs, R., Liira. J., Poulsen. R.S., Nygaard. B. (2008) When Has an Abandoned Field Become a Semi-Natural
Grassland or Heathland? Environmental Management 42:707-716. doi:10.1007/s00267-008-9183-6
Eriksen, J. Thomsen, I.K., Carl Christian Hoffmann, C.C., Hasler, B., Jakobsen, B.H., Baattrup-Pedersen, A.,
Strandberg, B., Boelt, B., , B.V., Iversen Kronvang, B., Børgesen, C.D., Abalos, D., Zak, D., Hansen, E.M., Blicher-
Mathiesen, G., Rubæk, G.H., Ørum, J.E., Rasmussen, J., Audet, J., Olesen, J.E., Elsgaard, L., Munkholm, L.J.,
Jørgensen, L.N., Martinsen, L., Bruus, M., Carstensen, M.V., Pedersen, M.F., Nørremark, M., Hutchings, N.J.,
Gundersen, P., Kudsk, P., Sørensen, P., Lærke, P.E., Gislum, R., Veen, S.G.M., Søren Erik Larsen, S.E., Petersen,
S.O., Riis, T., Jørgensen
,
U.
I: Eriksen, J., Thomsen, I. K., Hoffmann, C. C., Hasler, B., Jacobsen, B. H.eds.
2020.
Virkemidler til reduktion af kvælstofbelastningen af vandmiljøet. Aarhus Universitet. DCA – Nationalt Center
for Fødevarer og Jordbrug. 452 s. – DCA rapport nr. 174
https://dcapub.au.dk/djfpdf/DCArapport174.pdf
Forup M.L. & Memmott J. (2005) The restoration of plant-pollinator interactions in hay meadows. Restoration
Ecology, 13, 265-274
Hedde, M., Pey, B., Auclerc, A., Capowiez, Y., Cluzeau, D., Cortet, J., Decaëns, T., Deharveng, L., Dubs, F.,
Joimel, S., Guernion, M., Grumiaux, F., Laporte, M.-A., Nahmani, J., Pasquet, Pelosi, C., Pernin, C., Ponge, J.F.,
Salmon, S., Santorufo, L., 2012. BETSI, a complete framework for studying soil invertebrate functional traits.,
16th International Colloquium on Soil Zoology, Curitiba, Brazil.
112
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0113.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2827
2828
2829
2830
2831
2832
2833
2834
2835
2836
2837
2838
2839
2840
2841
2842
2843
2844
2845
2846
2847
2848
2849
2850
2851
2852
2853
2854
2855
2856
2857
2858
Jones, H.D., Santoro, G., Boag, B., Neilson, R., 2001. The diversity of earthworms in 200 Scottish fields and the
possible effect of New Zealand land flatworms (Arthurdendyus triangulatus) on earthworm populations.
Annals of Applied Biology 139, 75-92.
Krogh, P.H., Lamandé, M., Holmstrup, M., Eriksen, J., subm.
Earthworm burrow number and vertical distribution
interact with the crop sequence of a grass-clover rotation system.
Lask, J., Magenau, E., Ferrarini, A., Kiesel, A., Wagner, M., Lewandowski, I., 2020. Perennial rhizomatous
grasses: Can they really increase species richness and abundance in arable land?—A meta-analysis. GCB
Bioenergy 12, 968-978.
Morris J., Graves, A., Angus, A., Hess, T., Lawson, C., Camino, M., Truckell, I. og Holman, I. (2010). Restoration
of Lowland Peatland in England and Impacts on Food Production and Security. Report to Natural England.
Cranfield University, Bedford.
Nichols, R.N., Goulson, D., Holland, J.M. 2019. The best wildflowers for wild bees. Journal of Insect
Conservation 23: 819–830. https://doi. org/10.1007/s10841-019-00180-8
Olesen, J.E., Greve, M.H., Elsgaard, L. Lærke, P.E. Dalgaard, T. 2019. CAP2020 analyse om muligheder for
beskyttelse
af
tørvejorde.
Notat
fra
DCA.
https://pure.au.dk/portal/files/151742575/CAP2020_T_rvejord_april_2019.pdf
Postma-Blaauw, M.B., de Goede, R.G.M., Bloem, J., Faber, J.H., Brussaard, L., 2012. Agricultural intensification
and de-intensification differentially affect taxonomic diversity of predatory mites, earthworms,
enchytraeids, nematodes and bacteria. Applied Soil Ecology 57, 39-49.
Scherber, C., Eisenhauer, N., Weisser, W.W. et al. 2010. Bottom-up effects of plant diversity on multitrophic
interactions in a biodiversity experiment. NATURE 468, 553-556
Schmidt, I.K. og Gundersen, P. (2018): Kvælstoffjernelse ved naturpleje – Vidensgrundlag og opfølgende
forskning. Institut for Geovidenskab og Naturforvaltning, Københavns Universitet. 39 s. ill.
Schuldt, A., Ebeling, A., Kunz, M., Staab, M., Guimarães-Steinicke, C., Bachmann, D., Buchmann, N., Durka, W.,
Fichtner, A., Fornoff, F., Härdtle, W., Hertzog, L. R., Klein, A.-M., Roscher, C., Schaller, J., von Oheimb, G.,
Weigelt, A., Weisser, W., Wirth, C., … Eisenhauer, N. (2019). Multiple plant diversity components drive
consumer
communities
across
ecosystems.
Nature
Communication,
10,
1460.
https://
doi.org/10.1038/s41467-019-09448-8
Spurgeon, D.J., Keith, A.M., Schmidt, O., Lammertsma, D.R., Faber, J.H., 2013. Land-use and land-
management change: relationships with earthworm and fungi communities and soil structural properties.
BMC Ecology 13, 46.
SEGES (2017) Fakta om kvælstof i landbruget og vandmiljøet. 32 s.
113
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2859
2860
2861
2862
2863
2864
2865
2866
2867
Wakeham-Dawson A. & Aebischer N.J. (1998) Factors determining winter densities of birds on
environmentally sensitive area arable reversion grassland in southern England, with special reference to
skylarks (Alauda arvensis). Agriculture, Ecosystems & Environment, 70, 189-201
Warzecha, D., Diekötter, T., Wolters, V., Jauker, F. 2018. Attractiveness of wildflower mixtures for wild bees
and hoverflies depends on some key plant species. Insect Conservation and Diversity, 11(1): 32–41.
https://doi.org/10.1111/icad.12264
Zorn, M.I., Van Gestel, C.A.M., Morrien, E., Wagenaar, M., Eijsackers, H., 2008. Flooding responses of three
earthworm species, Allolobophora chlorotica, Aporrectodea caliginosa and Lumbricus rubellus, in a
laboratory-controlled environment. Soil Biology & Biochemistry 40, 587-593.
114
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0115.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2868
2869
2870
2871
2872
2873
2874
2875
2876
2877
2878
2879
2880
2881
2882
2883
2884
2885
6 Barrierer for indsatser
Bo V. Iversen, Institut for Agroøkologi, Aarhus Universitet; Esben Munk Sørensen, Institut for Planlægning,
Aalborg Universitet; Carl Chr. Hoffmann Institut for Bioscience, Aarhus Universitet, fagfællebedømmer Finn
Plauborg
I forbindelse med udtagelse af lavbundsjord kan der opstå en række komplikationer, der kan hindre eller
forsinke processen i forhold til at skulle udtage lavbundsjorden eksempelvis i forbindelse med en
vådlægning. Disse barrierer er forsøgt forklaret i nedenstående, hvor der både er fokus på forhold og
processer på selve landbundsarealet såvel som den omgivne højbund.
6.1
Forringede drænforhold på højbunden
Ved en vådlægning af lavbundsjorden vil der ske en hævning af vandstanden i det nyetablerede område.
En hævning af vandstanden i selve lavbundsområdet vil naturligt påvirke grundvandsstanden i mere eller
mindre grad, også uden for vådområdet specielt på den tilstødende højbund, der grænser op til
lavbundsarealet. Højbunden vil risikere, at blive udsat for en forringelse af jordens naturlige
dræningstilstand med dertil følgende ulemper i relation til en intensiv landbrugsdrift. Der eksisterer ikke
undersøgelser, der beskriver problemstillingen på et nationalt niveau, men der eksisterer en række
nationale kortlægninger, der med fordel vil kunne anvendes til en forståelse af problemets omfang.
2886
2887
2888
2889
2890
Figur 6.1 Konceptuel fremstilling af strømning til og fra et vådområde. a) grundvandstilsluttet, tabende, b)
grundvandsafkoblet, tabende, c) grundvandsgennemstrømmende, og d) grundvandstilsluttet,
indstrømmende (Jolly et al., 2008).
115
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0116.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2891
2892
2893
2894
2895
2896
2897
2898
2899
2900
2901
2902
2903
2904
2905
6.2
Karakterisering af overfladevand-grundvands-interaktioner i vådområder
Karakteriseringen af interaktionen mellem grundvandet fra omgivende opland og overfladevandet i selve
vådområdet kan inddeles i forskellige konceptuelle strømningsscenarier (Jolly et al., 2008). Som
udgangspunkt kan strømningskarakteriseringen inddeles i fire forskellige typer afhængigt af om
vådområdet er forbundet med grundvandsmagasinet eller ej og om vådområdet grundlæggende mister
vand til grundvandet eller om det er født af grundvand. Der skelnes mellem a) grundvandstilsluttede
vådområder, der taber vand til det omgivende grundvandsmagasin, b) grundvandsafkoblede
vådområder, der mister vand til grundvandsmagasinet, c) vandgennemstrømmende vådområder med
forbindelse til grundvandet samt d) vådområder med kontakt til grundvandsmagasinet, hvor der samtidig
sker en generel grundvandsindstrømning til vådområdet (Fig. 6.1). Alle typer vådområder er til stede i
Danmark, men det mest almindelige type vurderes at være type d) (vådområde med kontakt til
grundvandsmagasin). det er herunder vigtigt at påpege, at sådanne grundvandsmagasiner kan være
både primære (regionale), sekundære eller tertiære (mindre, og nogle endda visse ekstremt tørre år ikkke-
mættede).
2906
2907
2908
2909
2910
2911
2912
2913
Figur 6.2 Konceptuel fremstilling af mulige strømningsretninger fra højbundsjorden gennem lavbundsjorden
til vandløbet (Dahl et al., 2007).
Dynamikken mellem overfladevand og grundvandet kan forklares ud fra de relative forskelle i
trykniveauerne mellem den omgivende mineraljord og selve tørvejorden i kombination med
sedimenternes hydrauliske egenskaber (Wu et al., 2020). Vandstrømningen gennem ådalen fra
højbundsjorden gennem lavbundssedimentet til vandløbet kan ske via forskellige transportveje (Fig. 6.2).
Enten som diffus strømning gennem lavbundssedimentet (Q
1
) infiltrerende i selve sedimentet eller
116
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2914
2915
2916
2917
2918
2919
2920
2921
2922
2923
2924
2925
2926
2927
2928
2929
2930
2931
2932
2933
2934
2935
2936
2937
2938
2939
2940
lejlighedsvist også som overfladafstrømning (Q
2
), hvor vandet strømmer ud fra overgangen mellem
lavbunden og højbunden enten naturligt eller fra overskårne drænrør. Vandet kan også strømme direkte
op gennem vandløbsbunden (Q
3
) eller strømme via gravede grøfter eller drænrør i lavbundssedimentet
(Q
4
).
Forskellige faktorer vil styre vandets strømningsveje i løbet af året. Disse vil variere i relation til det klimatiske
input (nedbør, fordampning, etc.) samt jorden hydrauliske egenskaber. Processerne vil også være påvirket
af arealforvaltningen både i lavbundsområdet og på den tilstødende højbund. Her tænkes på faktorer
såsom grødeskæring, vandløbsudretning, vegetation, dræning og dens effektivitet samt højbundens
hældning og naturlige drænkapacitet. En forsinket deæning fra højbundsarealet vil resultere i periodevise
oversvømmelser, der vil være til gene for landbrugsdriften på arealet.
6.3
Identifikation af arealer med forringede drænforhold
En hævning af vandstanden i lavbundsjorden vil i de fleste tilfælde medføre en tilsvarende hævning af
grundvandsstanden på den omgivende højbundsjord (jvf. Fig. 6.1d). Afledning af vand fra højbunden vil
dog være bestemt af de ovenfor nævnte faktorer, som bør identificeres for at kunne udpege områder med
forøget risiko for oversvømmelse i forbindelse med en vådlægning af lavbundsarealer. Der eksisterer ikke
en egentlig kortlægning af disse områder, men nogle af enkeltfaktorerne er derimod kortlagte.
6.3.1 Jordens naturlige dræningstilstand
Dræning af jorden vil til dels være bestemt af dens naturlige dræningstilstand. En naturlig dårligt drænet
lavbundsjord vil som oftest være drænet med nedgravede drænrør og/eller grøfter, der vil afhjælpe jorden
dårlige naturlige dræningstilstand. I Danmark er jordens naturlige dræningstilstand inddelt i fem klasser
baseret på jordens morfologiske karakteristika (Breuning-Madsen and Jensen, 2009). På baggrund af en
database med 1135 punktobservationer af jordens naturlige dræningsklasser udførte Møller et al. (2019)
ved anvendelse af et statistisk beslutningstræsystem en national kortlægning af jordens naturlige
dræningsklasser. Fremstillingen af kortet var baseret på input fra de mest betydende faktorer såsom
geologi, arealanvendelse, topografi, jordens lerindhold samt kortlagte vådområder. Et udsnit af det
udarbejdde kort kan ses på Figur 6.3, hvor der er anvendt to forskellige beslutningstræsystemer (”boosted”
og ”bagged”).
117
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0118.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2941
2942
2943
2944
2945
2946
2947
2948
2949
2950
2951
2952
2953
2954
2955
2956
2957
2958
2959
2960
2961
Figur 6.3 Eksempel på kort over jordens naturlige dræningsklasser fra et kortudsnit fra Nordjylland med
anvendelse af to forskellige statistiske teknikker. Dræningsklasse 5 er den dårligst drænede klasse (efter
Møller et al., 2019).
Jorden i selve landbundsområdet har typisk en høj naturlig dræningsklasse (dårlig naturlig dræning), der i
høj grad er bestemt af et stort bidrag af indstrømmende regionalt grundvand. En tilstødende højbundsjord
med en dårlig naturlig dræning vil med en stor sandsynlighed være forholdsvist påvirket af en
vandstandsstigning i lavbundsområdet. En sådan jord vil, hvis den dyrkes intensivt, normalt være kunstigt
drænet med nedgravede drænrør. Drænsystemer i kulstofrig har en begrænset levetid på ca. 40 år før end
sætning og mineraliering af det organiske stof kræver, at der drænes i en ny, lavere kote. (se fx opssumering
i Kronvang et al., 2013)
6.3.2 Sandsynlighed for dræning
I stil med kortlægningen af jordens naturlige dræningstilstand er der ligeledes udarbejdet nationale kort
over sandsynligheden for om jorden er drænet (Møller et al., 2018a; Møller et al., 2018b). Dette kort er
udarbejdet ved anvendelse af forskellige statistiske maskinlæringsmetoder. De anvendte datasæt baserer
sig på kendte observationer fra kortlægningen af drænede arealer (Olesen, 2009; Orbicon, 2015; Skriver
and Hedegård, 1973). Den statiske analyse viste, at faktorer såsom jordens indhold af ler, mængden af
nedbør, georegion og geologi havde stor indflydelse på prædiktionen af om et område er kunstigt afvandet
eller ej. Figur 6.4a er et kortudsnit fra Nordsalling, der viser sandsynligheden for, at jorden er kunstigt
afvandet. Figur 6.4b viser om jorden er kunstigt afvandet eller ej (sandsynlighed større end 50 %).
Usikkerheden på prædiktionen (standardafvigelsen) er vist i Figur 6.4c.
118
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0119.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
a) Midlet sandsynlighed
b) Kunstig afvandet
c) SD for sandsynligheder
2962
2963
2964
2965
2966
2967
2968
2969
2970
2971
2972
2973
2974
Figur 6.4 Udsnit af Nordsalling, der viser resultatet af korlægningen af om et område forventes at være
kunstigt afvandet eller ej. a) Sandsynlighed for kunstig deæning, b) drænet eller ej (sandsynlighed > 50 %,
c) standardafvigelsen for de prædikterede sandsynligheder (Møller et al., 2018b).
Baseret på de udarbejdede kort forventes det, at omkring halvdelen af landbrugsjorden i Danmark er
drænet. Om den tilstødende højbundsjord er drænet eller ej vil have betydning for dynamikken mellem
vandniveauet i lavbunden og grundvandsniveauet i højbunden. Ved en forhøjet vandstand i lavbunden vil
der opstå opstuvning af vand i drænrørene, mens drænrørene ved en sænkning af vandstanden hurtigt vil
kunne lede vand væk fra højbunden. Kortet siger dog ikke noget om effektiviteten af drænrørene. Forhold
som tilstoppede eller ødelagte drønrør vil kunne påvirke drænrørenes effektivitet. Ligeledes vil en forhøjet
vandstand i lavbunden kunne forårsage en tilbagestuvning af vand i drænrørene, der vil sænke drænenes
effektivitet.
2975
2976
2977
2978
2979
Figur 6.5 Eksempel på resultatet af ådalsafgrænsningen vist for Gudenåoplandet (efter Sechu et al.,
2020b).
6.3.3 Afgræsning af ådalen
Først for nylig er der udarbejdet et nationalt kortgrundlag, der beskriver den nøjagtige afgrænsning af
ådalsbunden (Sechu et al., 2020b). Afgrænsningen er fortaget i et geografisk informationssystem (GIS) og
119
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
2980
2981
2982
2983
2984
2985
2986
2987
2988
2989
2990
2991
2992
2993
2994
2995
2996
2997
2998
2999
3000
3001
3002
3003
3004
3005
3006
3007
3008
3009
3010
3011
3012
baserer sig på en analyse af topografien baseret på Danmarks Højdemodel (https:/sdfe.dk/hent-
data/danmarks-hoejdemodel). Afgrænsningen af ådalsbunden er i denne analyse bestemt ved, at
bunden er forholdsvis flad med en forholdsvis lav hældning, der med en forøget afstand fra åen på et
tidspunkt vil stige forholdsvist kraftigt i mødet med grænsen til den omgivende højbund. Ud over
højdemodellen er der anvendt nationale kort over vandløbsnetværket (Dansk Center for Miljø og Energi,
DCE), hovedoplande (DCE) samt lavbundsområder baseret på gamle danske topografiske kort. På trods af
analysens tilsyneladende enkelthed er der fortaget en del analysetrin inden det endelige kort er
færdigudarbejdet for at undgå en overfortolkning af analysen af højdemodellen. Som eksempel på
resultatet er ådalsafgrænsningerne vist for Gudenåoplandet (Fig. 6.5).
6.3.4 Kortlægning af grundvands-overfladevands-interaktioner
På initiativ af Miljøstyrelsen blev der i starten af dette årtusinde igangsat et arbejde med at opstille
forskellige ådalstypologier (GOI-typologier) med det formål at kunne vurdere ådalenes betydning for
udveksling af stof og vand imellem grundvand og overfladevand (Nilsson et al., 2003). Arbejdet blev
afsluttet i 2004 (Dahl et al., 2004), hvor konceptet i praksis blev afprøvet på to vandløb. Der er dog aldrig
gennemført en landsdækkende klassificering af ådalene. GOI-typologierne er opbygget hierarkisk på tre
niveauer (Dahl et al., 2004):
1.
2.
Landskabstype
Ådalstype
a. Ådalsmorfologi
b. Oplandets hydrauliske karakter
3.
Strømningsvariant
Dette er nu igangsat i et samarbejde med Aarhus Universitet og GEUS, og der forligger en første version af
et landsdækkende kort, der klassificerer ådalene (Sechu et al., 2020a). Arbejdet er baseret på kortet over
afgrænsningen af ådalene. Disse er efterfølgende klassificeret ud fra kontakten mellem vandløb og
grundvand. Vandløbsoplandene er dernæst klassificerede som værende enten sandede eller lerede. Som
input er Danmarks Højdemodel, det nationale kort over vandløbsnetværket, lerprocent i underjorden, og
grundvandsmagasiner og grundvandsoverfladen anvendt fra Den Nationale Vandressourcemodel (DK-
modellen) anvendt. Det endelige kort vil kunne beskrive vanddynamikken i ådalene er dermed også
grundvandspåvirkningen i den tilstødende højbund.
Forskellige redskaber vil kunne anvendes til at beskrive vandstigningen på højbunden. Der eksisterer
allerede kortgrundlag, der beskriver effekten af vandstandsstigninger i ådalene. Oversvømmelseskortet på
Miljøstyrelsens klimatilpasningsportal (klimatilpasning.dk) viser i hvor høj grad vandløbene vil oversvømme
terrænet og dermed også højbunden når vandløbene går over deres bredder. Dette kort vil yderligere
120
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0121.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
3013
3014
3015
3016
3017
3018
3019
3020
3021
3022
3023
3024
3025
3026
3027
3028
3029
3030
3031
3032
3033
3034
3035
3036
3037
3038
3039
3040
3041
3042
kunne
forbedres
ved
at
ekstrahere
vandoverfladeniveauer
fra
eksempelvist
DK-modellen.
Vandoverfladeudbredelsen vil kunne sammenlignes med kortet over ådalsudbredelsen for derved at
vurdere påvirkningen af den omkringliggende højbund.
Ovenstående beskriver en række redskaber, der kan vurdere i hvor høj grad dræningsforholdende vil blive
påvirket i forbindelse med genetablering af naturlige vådområder på lavbundarealerne. Et egentlig
kortgrundlag, der kan beskrive den nøjagtige påvirkning af højbunden i forbindelse med genetablering af
vådområder eksisterer forsat ikke, men mange redskaberne er til stede. Det endelig kort vil dog være
basereret på en række usikkerheder, eksempelvist usikkerheden på bestemmelsen af den underliggerne
geologi og jordbund samt den grove opløsning af DK-modellen.
6.4
Fosforpuls
Lavundsarealer, der er drænede og i landbrugsmæssig omdrift, vil grundet arealanvendelsen have
opbygget en næringsrig topjord, som også indeholder fosfor, typisk bundet til forskellige aluminium- og
jernforbindelser under iltede forhold. Ved efterfølgende vådlægning af lavbundsarealet vil de forringede
iltforhold kunne bevirke, at en del af fosforet bundet til forskellige jernforbindelser (ferriforbindelser) går i
opløsning og udvaskes til vandmiljøet. I forbindelse med retablering af vådområder bør der derfor foretages
en fosforrisikoanalyse (Hoffmann et al., 2013)
3
.
Naturlige lavbundsarealer der ligger i landbrugsoplande kan i visse tilfælde tabe fosfor, hvis
lavbundsarealet tilføres store mængder nitrat. Ved omsætningen af nitrat via bakteriel denitrifikation
nedbrydes organisk stof. Herved mobiliseres fosfor, der kan øge risikoen for fosfortab til vandmiljøet.
Genopretning af hele ådalssystemer, hvor vandløbet gensnoes og får sine naturlige dimensioner tilbage
og hvor drænsystemerne i ådalen sløjfes vil på særlige strækninger med de rette topografiske forhold og
den rette hældning på vandløbet (i.e. lille hældning) kunne føre til oversvømmelser. Ved disse
oversvømmelser kan der ske sedimentation af store mængder fosfor (partikulært bundet fosfor), der således
kan nedsætte fosfortransporten til en recipient markant. Vejledning til beregning af fosforsedimentation
findes i Hoffmann et al. (2013).
Processerne omkring fosforfrigivelsen i forbindelse med genetablering af vådområder er mere udførligt
beskrevet i afsnit 5.4.
6.5
Principper omkring jordfordeling
Jordfordeling kan forstås på to måder. Den fremherskende opfattelse i Danmark er, at jordfordeling er den
dynamiske ”byttemetode”, når der primært mellem forskellige ejere af landbrugsnoteret eller
3
Se også Miljøstyrelsens hjemmeside med regneark og vejledninger:
www.mst.dk/natur-
vand/vandmiljoe/tilskud-til-vand-og-klimaprojekter/udtagning-af-lavbundsjorder/
121
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
3043
3044
3045
3046
3047
3048
3049
3050
3051
3052
3053
3054
3055
3056
3057
3058
3059
3060
3061
3062
3063
3064
3065
3066
3067
3068
3069
3070
3071
3072
3073
3074
fredsskovsnoteret ejendom byttes hele eller dele af matrikulære lodder. Der kan også være andre private
jordejere og tillige offentlige myndigheder og private og offentlige jordfonde involveret i jordfordelingen.
Jordfordeling kan som begreb også opfattes at et ”stillbillede” og en statisk beskrivelse af den eksisterende
arealanvendelse mellem forskellige (hoved-)kategorier af arealanvendelser.
Når man skal kommentere problemstillingen angående udtagning af landbrugsjord til andet formål end
landbrug (naturgenopretning, skovrejsning mv. og nu også udtagning af lavbundsjorde) er der fagligt set
kun to metoder som er aktuelle:
a): Den ene er
støtteudbetaling
, hvor man ikke ændrer på de ejendomsmæssige forhold (hverken
rådighedsindskrænkende servitutter/engangserstatning, jordomlægninger/matrikulære ændringer) og
laver en aftale med lodsejeren – tidsbegrænset og evt. med tilbageførselessret. Denne metode møder ofte
modstand hos produktive heltidslandmænd, der oplever at få deres produktionsapparatet beskåret
arealmæssigt.
b): Den anden metode er en ændret
ejendomsudformning
og herunder evt. en proces med hjemmel i
jordfordelingsloven, hvor ejendomsgrænserne flyttes, eller der pålægges rådighedsindskrænkninger, og
måske kommer andre ejere end den oprindelige til at drive og pleje det udtagne areal i overensstemmelse
med projektformålet. Denne metode hilses ofte med tilfredshed hos produktive heltidslandmænd fordi de
modtager ikke kun erstatningsjord, men ofte bedre og mere velbeliggende jord og i mange situationer også
nettosupplerer deres jordtilliggende.
Model a) er man glade for lokalt og kommunalt. Den giver mulighed for at inddrage andre interessenter
også. Den tager dog mere tid, men giver til gengæld øget lokalt ejerskab og engagement. Model (b) er
nem og hurtig at implementere i et WEB-GIS-baseret system og passer som ”fod i hose” med EU-systemets
mulige betalingsmodel for arealstøtte kaldet ”brutto-areal”-metoden. Model a) er i praksis ofte forbundet
med
gennemførelse
af
jordfordelingssager
med
hjemmel
i
lov
om
jordfordeling
mellem
landbrugsejendomme og hvis finansielle grundlag er en bevillingskonto i finansloven, hvorved der kan
gennemføres målrettede jordfordelinger. Model b) derimod er knyttet til udbetaling af EU-støtte, der enten
helt eller delvis er finansieret af EU´s støttesystem.
6.5.1 Jordfordeling i praksis – potentialer og barrierer
Jordfordeling som metode i dansk landskabsforvaltning har rødder helt tilbage til slutningen af 1700-tallet,
hvor landboreformerne blev indført i forbindelse med udskiftningen af landbrugsjord og udflytning af
landbrugsejendomme fra landsbyerne samt ophævelse af landsbyernes dyrkningsfælleskab. Den hermed
forbundne metode har også spillet en central rolle ved opdyrkning af alheden og dannelse af ejendomme
og matrikulering gennem 1800-tallet.
122
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
3075
3076
3077
3078
3079
3080
3081
3082
3083
3084
3085
3086
3087
3088
3089
3090
3091
3092
3093
3094
3095
3096
3097
3098
3099
3100
3101
3102
3103
3104
3105
3106
3107
3108
Efter genforeningen var der et særlig behov for at gennemføre jordfordeling i Nordslesvig. Dette skyldtes
dels indflydelsen af den preussiske jordpolitik fra 1864 til 1920 og dels, at der ved landboreformerne i 1700-
tallet ikke blev gennemført særlig grundigt i de kongerigske enklaver (syd for kongeåen til Ejderen).
Modsat den tyske jordpolitik fra 1864 til 1920 forsøgte den danske jordpolitik at fremme en harmonisk
udvikling mellem de forskellige nationale befolkningsgrupper. I stedet for jordkamp mellem hjemmetyskere
og danskere blev jordfordeling til som et forsøg på af fordele fair i stedet for at kæmpe om jorden.
I tiden efter 2. verdenskrig er jordfordelinger blevet brugt som et vigtigt instrument i forbindelse med
udviklingen i landbruget for at sikre en bedre arrondering af landbrugsjorden i et givent område. Med dette
forstås, at fordelingen og beliggenheden af markarealerne blev omarronderet for at opnå en større nærhed
til og måske også større lodder omkring drifts- og avlsbygninger.
Jordfordeling er også blevet anvendt i forbindelse med store statsfinansierede landindvindings- og
dræningsprojekter, hvor nyt land blev omdannet til landbrugsjord. I 1990 blev Jordfordelingslovens formål
ændret fra at have rent fokus på strukturpolitik og arronderingsforbedring til at omfatte flere formål. Efter
2006 blev andelen af jordfordelingsprojekter relateret til strukturudviklingen af landbruget reduceret på
grund af ændrede politiske prioriteringer. Fra slutningen af 1980’erne er jordfordeling først og fremmest
blev
anvendt
i
forbindelse
med
offentligt
igangsatte
projekter
såsom
naturgenopretning,
grundvandsbeskyttelse og skovtilplantning (Hartvigsen, 2014). Jordfordeling bliver stadig anvendt i
forbindelse med større byggeprojekter såsom veje, hvor jordfordelingen skal sikre, at landmanden ikke har
jord på begge sider af eksempelvis en motorvej.
Jordfordeling i form af b) ændret
ejendomsudformning
består i sin enkelthed i, at de deltagende lodsejere
afstår et stykke jord eller dele heraf fra deres ejendom og modtager tilsvarende et eller flere stykker jord fra
andre ejere. Jordfordeling er i Danmark som udgangspunkt frivillig. Samtidig er den som regel
multifunktionel. Det vil sige, at forskellige formål i det åbne land sammentænkes. Det kan medføre
forskellige fordele for en bred vifte af interessenter i et område og indbefatte forbedret natur, miljø,
friluftsmuligheder, klima samtidig med, at der sker en overordnet landdistriktsudvikling.
Det er et afgørende karakteristikum, at de deltagende lodsejere opnår fordele ved at deltage i en
jordfordelingssag. Jordfordelingsplanlægningens grundlæggende metode er, at ved mødet mellem
lodsejeren og planlægger/lodsejerudvalg bliver der først gennemført en ønskerunde. Den enkelte lodsejer
bliver spurgt om sine fremtidsplaner. Vil lodsejeren gerne købe mere jord fordi der er ønske om at
ekspandere, eller alene interesse i at bytte jord og dermed bevare størrelsen af jordtilliggender. Lodsejer
kan dog også være ”afftrapper” og bliver spurgt om han hellere vil sælge jord. Dermed kan han være med
til at bidrage til en jordpulje, der både kan være til nettosupplering for ekspanderende eller erstatningsjord
til lodsejere, der må afstå produktionsjord på grund af et projekt, hvor der skal udtages eller ekstensiveres
landbrugsjord. Uanset hvad lodejerens fremtidsplaner er, består forhandlingskunsten i, at disse meget
123
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
3109
3110
3111
3112
3113
3114
3115
3116
3117
3118
3119
3120
3121
3122
3123
3124
3125
3126
3127
3128
3129
3130
3131
3132
3133
3134
3135
3136
3137
3138
3139
konkrete fremtidsønsker bygges ind i jordomlægningerne således, at lodsejeren oplever at få forbedret sin
situation og ejendom i forhold eventuelle fremtidsønsker.
Afgørende for jordfordelingsarbejdet er derfor jordmobiliteten i den enkelte sag. Jordmobiliteten beskriver
omfanget af jordlodder, som skifter ejer og dermed skaber grundlaget for den meste optimale jordfordeling.
Det skal klarlægges om jordstykker med forskellige ejerforhold kan sammenlægges eller deles op
afhængig af lodopdeling og beliggenhed. Skabelsen af jordmobilitet i et område er en vigtig forudsætning
for at gennemføre jordfordelingssager, der netop hviler på områdevise, gennemforhandlede omlægninger
af jordstykker mellem en flerhed af ejendomme. Teorien om jordmobilitet beskriver tre faktorer som påvirker
jordmobiliteten i et område (Hartvigsen, 2014; Sørens, 1987): 1) landbrugsstrukturelle forhold, 2) tilgængelig
jordpulje og 3) kendskab og kapacitet.
Landbrugsstrukturelle forhold (1) omhandler omfordelinger, der forbedrer landbrugsdriften (mindre kørsel,
mere optimale jorde set i forhold til bedriftstypen, etc.). I forbindelse med jordfordelinger relateret til
udtagning af lavbundsjord kan det også være en fordel for den enkelte bedrift at afgive jord, der i forvejen
kun er muligt at dyrke ekstensivt.
Tilgængelig jordpulje (2) forstås som jord, der opkøbes forud for igangsætning af den enkelte jordfordeling
og kan indgå som erstatningsjord. Jordpuljen kan skabes ved at jordfordelingsplanlæggeren køber hele
eller del af ejendomme ind til jordomlægningerne fra landmænd, som aftrapper, eller som skyder byttejord
ind i jordpuljen. Der kan ligeledes være tale om jordfonde, som afhænder for overskudsarealer eller som
har foretaget strategiske opkøb af enkelte ejendomme eller jord for at få noget jord i puljen til fordeling.
Ved udtagning af lavbundsjord vil det være relevant at have en pulje af jord på højbunden, der vil være
attraktivt at overtage for de enkelte bedrifter, som må afstå jord og særligt produktionsjord til ekstensiv
dyrkning eller udtagning.
Kendskab og kapacitet (3) indbefatter faktorer såsom kvalificeret projektledelse, kapacitet, bred
fagekspertise og lokalkendskab og ikke mindst lodsejernes kendskab til metoden.
Jordmobilitetsteorien bygger på, at mindst to af de tre ovenfornævnte forhold skal være til stede for, at der
kan gennemføres en jordfordeling i et landbrugsområde.
I Danmark er det muligt gennem Landbrugsstyrelsen at søge om ydelse til gennemførelse af en
multifunktionel jordfordeling. Den tidligere regering fik vedtaget en tørke- og klimaplan, som afsatte midler
til at gennemføre multifunktionelle jordfordelingsprojekter. Denne ordning indebærer, at kommuner og
naturstyrelsen kan søge samtykke til hos Landbrugsstyrelsen til gennemførelse af en multifunktionel
jordfordeling (Fig. 6.6).
124
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0125.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
3140
3141
3142
3143
3144
3145
3146
3147
3148
3149
3150
3151
Figur 6.6 Procesforløb over ansøgningsprocessen for at opnå samtykke til gennemførelse af en
multifunktionel jordfordeling (Landbrugsstyrelsen, 2020).
Landbrugsstyrelsen afholder i denne forbindelse alle udgifter i forbindelse med jordfordelingsprocessen,
hvorimod øvrige udgifter skal finansieres fra andre kilder. Det forventes at 6-7.000 ha vil blive omfattet af
multifunktionel jordfordeling i kraft af denne ordning. Styrelsen vil være ansvarlig for en forundersøgelse af
projekterne og hermed vurdere om der er et potentiale for jordfordeling, og om den nødvendige opbakning
fra lodsejerne er til stede. Når jordfordelingen er berigtiget, og den afsagte jordfordelingskendelse er
tinglyst, kan projektet igangsættes. Adgang til styrelsens ydelsesordning kræver, at projekterne understøttes
af mindst tre nationale interesser, hvoraf mindst en skal have karakter af en direktivforpligtigelse
(Landbrugsstyrelsen, 2020; se boks 6.1).
Boks 6.1. Nationale interesser med forskellige grader af interesser (Landbrugsstyrelsen, 2020).
Direktivforpligtigelser:
Rent vandmiljø
Rent drikkevand
Natura 2000 og bilag IV-arter
Drivhusgasreduktion
Naturinteresser med høj prioritet:
Klimatilpasning
Natur og biodiversitet
Skovrejsning
Økologisk landbrug
Øvrige naturinteresser:
Friluftsliv
Landdistriktsudvikling
Arrondering af landbrugsjord
3152
3153
3154
6.5.2 Jordfordeling i relation til udtagning af lavbundsjorde
I forbindelse med regeringens plan for omlægning af kulstofrig lavbundsjord med landbrugsdrift er der
foreslået to spor, som supplerer eksisterende tilskudsordninger.
125
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
3155
3156
3157
3158
3159
3160
3161
3162
3163
3164
3165
3166
3167
3168
3169
3170
3171
3172
3173
3174
3175
3176
3177
3178
3179
3180
3181
3182
3183
3184
3185
3186
3187
3188
I det ene spor – svarende til den ovenfornævnte model a)
støtteudbetaling
- er det muligt at søge om tilskud
via Miljøstyrelsen. Her er det ikke muligt at søge om direkte støtte til jordfordeling, men ansøgningen kan
kombineres med ansøgning om tilskud til jordfordeling under ordningen om multifunktionel jordfordeling.
I det andet spor – svarende til den ovenfornævnte model b)
ejendomsudformning
- er det muligt at søge
om støtte til jordfordeling under ordningen for lavbundsprojekter under landdistriktsprogrammet. I dette
andet spor kan Naturstyrelsen gennemføre anlægsprojekter med jordfordeling med involvering af de
implicerede kommuner.
Tilskudsordningen under Miljøstyrelsen og Naturstyrelsen gør det altså muligt, at igangsætte projekter uden
inddragelse af jordfordeling såfremt de rette forudsætninger er tilstede. Under Miljøstyrelsens ordning er det
muligt at gøre processen kort, hvis lodsejeren ønsker at beholde ejerskabet til lavbundsarealet efter
udtagningen. Indgår jordfordeling i udtagelsen, vil dette i de fleste tilfælde forlænge processen.
Succesgraden i forbindelse med en eventuel jordfordeling relaterer sig til flere forskellige faktorer. Først og
fremmest skal forudsætningerne omkring jordmobilitet være opfyldt. Der skal tillige være opbygget en
finansieringsmodel og incitamentsstruktur, der gør processen attraktiv for den enkelte landmand. Dette kan
være erstatningsjord, der stilles til rådighed, eller også kan lodsejeren kompenseres økonomisk, hvis
landmanden ønsker at beholde jorden.
Ved udtagning af lavbundsjord i kombination med en jordfordeling er det muligt for Naturstyrelsen at købe
arealet og sælge det videre til markedspris, når projektet er gennemført. Det kan i visse tilfælde være
relevant, at omlægge driften på lavbundsarealet, hvis det i forvejen kun dyrkes ekstensivt med en del
eksisterende begrænsninger for landbrugsdriften. Ønsker lodsejeren ikke dette, skal der kunne tilbydes en
attraktiv erstatningsjord. Som kompensation til lodsejeren i forbindelse med et eventuelt værditab betales
et fast fastsat beløb per hektar. Dette betyder, at den enkelte lodsejer kan opnå både en fortjeneste eller et
tab i forbindelse med, at et areal udtages af drift. Alternativt kan det sælges til staten til den gældende
markedspris. En fornuftig plan for projektet samt en smidig og attraktiv finansieringsmodel, vil kunne drive
jordfordelingen i den rigtige retning uden unødvendige forsinkelser.
6.6
Udfordringer og barrierer i forhold til plan- og arealreguleringslovgivningen.
Udtagning af landbrugsjord i lavbundsarealer med det formål at binde kulstof i jorden indebærer, at
vandstanden skal ændres og reguleres ganske præcis for at maksimere kulstofbindingen. Det betyder for
de fleste lavbundsarealer, at denne vandstand skal hæves fra det nuværende gennemsnitsniveau til et
højere koteret vandstandsniveau. Ændringen af vandstanden i lavbundsarealer vil ændre naturtilstanden i
lavbunden og de afstrømningsmæssige forhold i såvel den underjordiske som den overjordiske afstrømning
af vand mod vandløbet og ferske søer samt de indre farvande. Ændringer af forhold som naturtilstand og
vandressourceregulering i lavbundsarealer vil almindeligvis fordre regulering og tilladelser fra plan- og
sektormyndigheder på vandressourceområdet.
126
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
3189
3190
3191
3192
3193
3194
3195
3196
3197
3198
3199
3200
3201
3202
3203
3204
3205
3206
3207
3208
3209
3210
3211
3212
3213
3214
3215
3216
3217
3218
3219
3220
3221
6.6.1 Planloven
Planloven fastlægger rammer for arealanvendelsen i alle zoneområder. Planlovens bestemmelser om
retningslinjer i kommuneplanen fastlægger, at kommuneplanen (§11a) skal indeholde følgende
retningslinjer i relation til lavbundsarealer (nummerering svarende til Planloven):
13) lavbundsarealer, herunder beliggenheden af lavbundsarealer, der kan genoprettes som vådområder,
14) varetagelse af naturbeskyttelsesinteresserne, som udgøres af naturområder med særlige
naturbeskyttelsesinteresser, herunder eksisterende Natura 2000-områder på land og andre beskyttede
naturområder samt økologiske forbindelser, potentielle naturområder og potentielle økologiske
forbindelser, og for prioritering af kommunalbestyrelsens naturindsats inden for Grønt Danmarkskort,
18) udpegning af områder, der kan blive udsat for oversvømmelse eller erosion, og for etablering af
afværgeforanstaltninger til sikring mod oversvømmelse eller erosion ved planlægning af byudvikling,
særlige tekniske anlæg, ændret arealanvendelse m.v. i de udpegede områder,
19) friholdelse af arealer for ny bebyggelse eller etablering af foranstaltninger til sikring mod
oversvømmelse, når arealet er i væsentlig risiko for oversvømmelse,
20) anvendelsen af vandløb, søer og kystvande.
6.6.2 Naturbeskyttelsesloven
Naturbeskyttelseslovens naturlokalitetsbeskyttelse i lovens §3 fastlægger, at der ikke må foretages
ændringer i naturtilstanden i naturlige søer og vandløb over 100 kvadratmeter samt ændringer i heder,
moser, strandenge og –sumpe samt ferske enge og overdrev. En ikke ubetydelig del af de lavbundsjorder
som vil skulle udtages af landbrugsdrift for at tilbageholde kuldioxid og andre klimagasser er beskyttet af
Naturbeskyttelseslovens §3 og er derfor som udgangspunkt beskyttet og må ikke ændres. Miljøministeren
vil dog kunne fastsætte regler om, at §3 ikke gælder for nærmere angivne kategorier af disse naturtyper.
Dette betyder, at Miljøministeren med et landsplandirektiv efter planloven vil kunne udpege disse områder
hvor retningslinjen netop vil kunne undtage disse kulstofholdige fra §3-beskyttelsen. Vandstanden vil
dermed kunne tillades ændret uden at søge dispensation fra denne bestemmelse. Alt andet lige vil
processen omkring naturlokalitetsbeskyttelse kunne udgøre en retlig komplicerende barriere i forbindelse
udpegning af lavbundsområder til udtagning.
6.6.3 Vandløbsloven
Vandløbsloven fastlægger bestemmelser for, hvorledes vandløbsmyndighederne (kommunen) skal lave
vandløbsregulativer om vandløbets skikkelse og vandføringsevne og eventuelle restaurering. Udtagning af
landbrugsjord i lavbundsjord og den hermed forbundne ændring af vandstanden vil påvirke vandføringen
i selve vandløbet og have afstrømningsmæssige konsekvenser for såvel selve lavbundsarealer som de
dyrkningsjorder, der via drænsystemer eller underjordisk afstrømning bliver afvandet til vandløbet i
127
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0128.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
3222
3223
3224
3225
3226
3227
3228
3229
3230
3231
3232
3233
3234
3235
3236
3237
3238
3239
3240
3241
3242
3243
3244
3245
3246
3247
3248
3249
3250
3251
lavbundsarealet (afsnit 6.1). Udtagning af landbrugsjorder vil derfor i mange lavbundsområder skulle
konsekvensvurderes
og
eventuelt
sagsbehandles
efter
vandløbslovens
bestemmelser
om
vandløbsregulativer. Alt andet lige vil vandløbslovens regulativbestemmelser derfor kunne udgøre en retligt
komplicerende barriere, når vandstandsændringer påvirker de afstrømningsmæssige forhold i et
afstrømningsområde i lavbundsarealer.
6.7
Referencer
Breuning-Madsen H., Jensen N.H. (2009) Vejledning til beskrivelse af jordbundsprofiler Landbrugsministeriet
Arealdatakontoret, Landbrugsministeriet Arealdatakontoret.
Dahl M., Langhoff J.H., Kronvang B., Nilsson B., Christensen S., Andersen H.E., Hoffmann C.C., Rasmussen K.R.,
von Platen-Hallermund F., Refsgaard J.C. (2004) Videreudvikling af ådalstypologi - Grundvand-
Overfladevand Interaktion (GOI), Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen.
Dahl M., Nilsson B., Langhoff J.H., Refsgaard J.C. (2007) Review of classification systems and new multi-scale
typology
of
groundwater-surface
water
interaction.
Journal
of
Hydrology
344:1-16.
DOI:
10.1016/j.jhydrol.2007.06.027.
Hartvigsen M. (2014) Land consolidation and land banking in Denmark - tradition, multi-purpose and
perspectives. Danish Journal of Geoinformatics and Land Management Årg. 122 Nr. 47:51-73. DOI:
http://dx.doi.org/10.5278/ojs.tka.v122i47.987.
Hoffmann C.C., Kronvang B., Andersen H.E., Kjærgaard C. (2013) Kvantificering af fosfortab fra N og P
vådområder, Notat fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi. pp. 42.
Jolly I.D., McEwan K.L., Holland K.L. (2008) A review of groundwater-surface water interactions in arid/semi-
arid wetlands and the consequences of salinity for wetland ecology. Ecohydrology 1:43-58. DOI:
10.1002/eco.6.
Landbrugsstyrelsen (2020) Pilotordning for Multifunktionel jordfordeling: Vejledning om samtykke til fri
multifunktionel jordfordeling, Miljø- og Fødevareministeriet, Landbrugsstyrelsen, København. pp. 58.
Møller A.B., Beucher A., Iversen B.V., Greve M.H. (2018a) Predicting artificially drained areas by means of a
selective model ensemble. Geoderma 320:30-42. DOI: 10.1016/j.geoderma.2018.01.018.
Møller A.B., Børgesen C.D., Bach E.O., Iversen B.V., Moeslund B. (2018b) Kortlægning af drænede arealer i
Danmark, DCA rapport. pp. 123.
Møller A.B., Iversen B.V., Beucher A., Greve M.H. (2019) Prediction of soil drainage classes in Denmark by
means of decision tree classification. Geoderma 352:314-329. DOI: 10.1016/j.geoderma.2017.10.015.
128
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
3252
3253
3254
3255
3256
3257
3258
3259
3260
3261
3262
3263
3264
3265
3266
3267
3268
3269
3270
Nilsson B., Refsgaard J.C., Dahl M., Møller I., Kronvang B., Andersen H.E., Hoffmann C.C., Christensen S.,
Langhoff J.H., Rasmussen K.R. (2003) HYdrokemisk interaktion mellem Grundvand og Overfladevand
(HYGRO): En metode til klassificering af ådale i typeområder, Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen. pp. 121.
Olesen S.E. (2009) Kortlægning af potentielt dræningsbehov på landbrugsarealer opdelt efter
landskabselement, geologi, jordklasse, geologisk region samt høj/lavbund, Intern rapport. pp. 31.
Orbicon. (2015) Hele Danmarks Drænarkiv.
Sechu G.L., Møller A.B., Nilsson B., Iversen B.V., Troldborg L., Greve M.B., Greve M.H. (2020a) Mapping
Groundwater-Surface Water interaction classifications for rivers in Denmark. in prep.
Sechu G.L., Nilsson B., Iversen B.V., Greve M.B., Børgesen C.D., Greve M.H. (2020b) A stepwise GIS approach
for the delineation of river valley bottom within drainage basins using a cost distance accumulation
analysis. Hydrol. Earth Syst. Sci. Discuss. 2020:1-20. DOI: 10.5194/hess-2020-361.
Skriver K., Hedegård J. (1973) Undersøgelser over danske jorders dræningstilstand, in: J. Olesen (Ed.),
Oversigt over resultater af forsøg og undersøgelser i landbo- og husmandsforeningerne 1973, Andelsbog-
trykkeriet i Odense, Odense. pp. 2055-2059.
Sørens E.M. (1987) Lokal landbrugsplanlægning: en undersøgelse af dansk jordfordelingspraksis 1979-84
og om forandring af landbrug og landskab, Serie om offentlig planlægning, Aalborg Universitet, Aalborg.
pp. 314.
Wu X., Ma T., Wang Y. (2020) Surface Water and Groundwater Interactions in Wetlands. Journal of Earth
Sciences 31:1016-1028. DOI: doi.org/10.1007/s12583-020-1333-7.
129
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
3271
3272
3273
3274
3275
3276
3277
3278
3279
3280
3281
3282
3283
3284
3285
3286
3287
3288
3289
3290
3291
3292
3293
3294
3295
3296
3297
3298
3299
3300
3301
3302
3303
3304
3305
7 Vidensbehov
Alle
Fagfællebedømt Søren O. Petersen og Søren Munch Kristiansen.
I forbindelse med en prioritering af hvilke arealer, der skal vådlægges, vil der være behov for et bedre og
mere detaljerede nationale kort over tilstanden af de organiske lavbundsjorder. Der er behov for at fastslå,
hvor stor del af kulstofpuljen, der ligger henholdsvis over- og under vandspejlet. Samtidig inddrager de
nuværende kort ikke tidsmæssige aspekter i forhold til ændringer i kulstofpuljen i jorden.
Ligeledes mangler der mere detaljeret viden om vandstande og årstidsvariationer i lavbundsarealerne.
Generelt eksisterer der efterhånden en del nationale kortgrundlag, der beskriver mange af
enkeltfaktorerne, der kan anvendes til en bedre forståelse af vådlægningens konsekvens både for
lavbunden men også for den omgivnendehøjbund. Men datagrundlaget er endnu ikke komplet og en
egentlig integration af de forskellige kortlagte enkeltfaktorer eksisterer endnu ikke, herunder heller ikke de
tidsmæssige variationer i grundvandsspejlet som er vigtigt for både for emissioner og opbygningen af
kulstofpuljen i jorden.
For at kunne forbedre estimaterne for emissionen af drivhusgasserne er der behov for en ny procesviden
på en række områder. Generelt eksisterer der store usikkerheder på sammenhængen mellem vandstand,
næringsstofstatus, tørvetype, driftsform og CO
2
-udledning. Der eksisterer et behov for ny viden omkring
betydningen af mængden af frilagt kulstof og kvælstof på CO
2
emissionen. Særligt er der behov for at
kvatificere hvordan emissioner fra jorder med 6-12% kulstof er forskellige fra emissioen fra jorder med >12
kulstof. Variationen i emissionen af CO
2
fra dyrkede kulstofrige jorder varierer betydeligt fra år til år,
afhængigt af vejret og de hydrologiske forhold. Der er derfor behov for en bedre dokumentation af
sammenhængen mellem temperatur- og nedbørsvariation under danske forhold og lagring samt
omsætning af organisk materiale i jord. Der er behov for fokus på ikke mindst metan, der er en stærk
drivhusgas, for at kunne dokumentere netto drivhusgasemissionen. Herunder bør der opnås en bedre viden
om betydningen af mulige tiltag som fjernelse af jordens nærringstoffer enten ved høst af biomasse eller
fjernelse af topjord. Der mangler viden om emissionen af lattergas, der ligeledes er en stærk drivhusgas.
Emissionen af lattergas efter vådlægning sker ofte med en stor rumlig og tidsmæssig variation.
I tilfælde, hvor man ønsker at fastholde en landbrugsdrift efter en helt eller delvis vådlægning af
lavbundsarealet, er der behov for at klarlægge de landbrugsmæssige muligheder herunder afgrødevalg,
sortsvalg samt muligheder for jordbearbejdning og høst. Desuden er dyrkningssikkerheden i forhold til
udbyttet under disse nye mere våde forhold ukendt. Selvom paludikultur er godkendt af FAO og IPCC som
en driftsform, der bevarer tørvejord, bør betydningen af den samlede emission af drivhusgasseer belyses
bedre. Hvis biomassen anvendes som bioenergi på bekostning af den traditionelle fossile energi, eller
eksempelvis byggematerialer, er dog behov for en egentlig livscyklusanalyse for at kunne estimere
paludikulturens reelle CO
2
-aftryk.
130
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
3306
3307
3308
3309
3310
3311
3312
3313
3314
3315
3316
3317
3318
3319
3320
3321
3322
3323
3324
3325
3326
3327
3328
3329
3330
3331
3332
3333
3334
3335
3336
3337
3338
3339
3340
En vådlægning op til 0 – 30 cm under lavbundsjordens overflade vil utvivlsomt reducerer frigørelsen af CO
2
,
men helt afgørende for klimagasbalancen er udledningen af metan. Denne er stærkt afhængig af
grundvandsniveauet, da oxidation af metan kræver nogle centimeter iltrig jord for at blive nedbrudt. Det
betyder, at gevinsten på CO
2
ved en vådlægning kan modvirkes af metanemission, hvis
grundvandsstanden befinder sig helt oppe under overfladen. Der eksisterer dog ikke tilstrækkelig viden om
udviklingen i metanemission i årene efter en vådlægning. Da nettoemissionen af drivhusgasser kan
afhænge af relativt få centimeters forskelle i grundvandsstand, bør opnås viden om, hvad der styrer denne
sammenhæng, før dræning til en højere fast grundvandsstand efterfulgt af paludikultur kan anbefales.
Tilsvarende vil det være særdeles værdifuldt, at få undersøgt, hvordan skovrejsning eller paludikulturer med
f.eks. rødel efter genvædning påvirker klimagasbalancen. Herunder vil en undersøgelse af lagring af kulstof
i levende, døde og henfaldende rødder være særdeles relevant, hvis der skal etableres paludikulturer.
En forståelse af næringsstofomsætningen og -transporten i lavbundsområder kræver som udgangspunkt
en nøjagtig forståelse af variationen af de forskellige strømningsveje i selve lavbunden, herunder også den
forskelligartede tilstrømning af vand fra den omgivende højbund. Et nøjagtigt kendskab til dette er en
forudsætning for udviklingen af deterministise modeller for næringsstoftab for både dyrket organisk
lavbund og vådlagt organisk lavbundsjord.
Vådlægningen af lavbundsjorden og dermed en overgang til mere iltfrie forhold i jorden vil have en stor
effekt på omsætningen af kvælstof. Vådlægningen ved oversvømmelse med vandløbsvand vil have større
effekt på kvælstoffjernelsen (N-retentionen) end vådlægning uden oversvømmelse, da der opnås en større
forøget denitrifikation. Der eksisterer dog et behov for integrerede studier af kvælstofomsætning samt
kvælstofretentionen mellem rodzonen og vandløbet. Ligeledes eksisterer der et behov for, at kunne
kvantificere effekten på udbyttepotentiale for de forskellige beskyttelsesniveauer. I forbindelse med
kulstofopbygning opnås der også en indlejring af organisk bundet kvælstof. Strategier for hvorledes
vådlægningen håndteres og styres og hvorledes den kan optimeres i forhold til en øget denitrifikation
(kvælstofretention) samt kvælstoftilbageholdelsen i det organiske sediment er dog ukendt og kræver
detaljerede studier
Fosfor risikerer at blive udledt i store mængder ved en vådlægning af lavbundsjorden. Vi mangler
afgørende viden angående fosfortabsprocesser på dyrket organisk lavbund både før og efter en
vådlægningen. Der er presserende behov for udviklingen af prædiktive tabsmodeller til en stedsspecifik
risikovurdering af fosfortabet for at kunne kvantificere tabseffekter forbundet med de forskellige
beskyttelsesniveauer for dermed at kunne prioritere udvælgelsen af arealer til vådlægning også ifht. fosfor.
Generelt kræver det omfattende undersøgelser i et relevant antal af udvalgte studieområder. Samtidig kan
høst af vegetationen, og en vis styring af det hydrologiske regime reducere tabsrisikoen efter vådlægningen
Det rumlige og tidslige varierende samspil mellem næringsstofomsætning og afstrømningsprocesser skal
undersøges før og efter vådlægningen under feltforhold. Der bør derfor igangsættes mere omfattende
131
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
3341
3342
3343
3344
3345
3346
3347
3348
3349
3350
3351
3352
3353
3354
3355
3356
3357
3358
3359
3360
3361
3362
3363
3364
3365
moniteringsstudier før og efter vådlægning. Intensiv og langvarig monitering i relevante studieområder er
nødvendig for kunne opstille massebalancer for næringsstoftilførsel og -tab fra vådområder og dermed
vurdere deres langsigtede effekt i relation til tilbageholdelsen. På basis af disse processtudier og
moniteringer skal der udvikles prædiktive tabsmodeller, der kobler næringsstofsætningen til relevante
afstrømningsveje i lavbundsjorden. Specielt er der er behov for modeller til risikovurdering af fosfortab før
og efter vådlægningen.
Det vil være muligt at gennemføre forskning der specifikt undersøger effekterne af beskyttelsesniveauerne
på biodiversitet. Forskningen bør inkludere undersøgelser på områder der er omfattet af de pågældende
beskyttelsesniveauer og sammenligninger med lignende naturområder. Tidsaspektet vil kunne inddrages
ved at vælge behandlede områder med varierende tid siden udtagningen af lavbundsjorden. Estimering
af en baseline vil basere sig på udgangspunktets næringsstofniveau, hydrologi og en række forskellige
jordbundsparametre. Landbrugspraksis (gødskning, pesticider, jordbehandling, afgrøder, etc.) i perioden før
udtagning vil være vigtigt at inkludere i denne baseline.
I forbindelse med udtagningen af lavbundsjord, skal der gennemføres en effektiv og retfærdig
jordfordeling. I Danmark har jordfordeling været anvendt helt tilbage til indførelsen af jordreformerne og
op til vor tid. De værktøjer, der skal anvendes i forbindelse med fordelingen er derfor kendte. For at
jordfordelingen bliver gennemført til alles tilfredshed, skal der udarbejdes detaljerede planer, der sammen
med en attraktiv finansieringsmodel kan drive jordfordelingen i den rigtige retning.
Grundlæggende mangler vi en forståelse af konsekvenserne af en naturgenopretning af ådalssystemer,
hvor større dele af lavbunden forventes at blive vådlagt. Der vil fx kunne opstå en række komplikationer i
forbindelse
med
udtagning
af
lavbundsjorde
i
relation
til
den
gældende
plan-
og
arealreguleringslovgivning først og fremmest pga. af ændringer i den eksisterende natur- og
landskabstilstand. Samspillet mellem arealændringer og den eksisterende lovgivning bør undersøges
nærmere på et nationalt niveau således, at den eksisterende lovgivning kan integreres i
udtagningsprojekterne til fordel for både natur og arealanvendelse.
132
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
3366
3367
3368
3369
3370
3371
3372
3373
3374
3375
3376
3377
3378
3379
3380
3381
3382
3383
3384
3385
3386
3387
3388
3389
3390
3391
3392
3393
3394
3395
3396
3397
3398
3399
8 Opsummering / konklusion
Alle
Fagfællebedømt Søren O. Petersen og Søren Munch Kristiansen.
Inden industrialiseringen har lavbundsjorde dækket mere end 20 % af Danmarks areal. Disse jorder er i dag,
hvis de er veldrænede, ofte gode landbrugsjorder pga. en stabil vandforsyning i vækstsæsonen. Hvis de
dyrkede lavbundjorder er kulstofrige vil der ligeledes frigives næringsstoffer ifm. mineralisering af de
organiske materiale i jorden. Lavbundsjorder i omdrift vil altid være drænede, bl.a. fordi typiske afgrøder
kræver aerobe betingelse i rodzonen for god vækst. Dræningen af vandløbsnære områder er ofte en
kombination af grøfter og rørdræn. I 2018 var der i Danmark ca. 170.000 ha lavbundarealer med kulstofrige
jorder (>6 % kulstof). Af disse var 74.000 ha tørvejorder (>12 % kulstof), et areal som hvert år skønnes at
mindskes med mindst 1.000 ha.
Der vurderes at genvædning så et grundvandsspejl permanent står nær jordoverfladen (0–30 cm), vil
medføre en betydelig reduktion i CO
2
-emissionen, mens det mest afgørende for en eventuel gevinst på
klimagasudledningen er produktionen af metan. Den produktion er stærkt afhængig af grundvandsspejlets
dybde. Findes der et oxisk miljø i de øverste 20 cm af jorden vil dette typisk være nok til at minimere
udslippet af metan, men hvis grundvandsstanden ligger helt oppe under overfladen kan der være et
betydeligt udslip af metan, der begrænser gevinsten ved den lavere emission af CO
2
. Ved vådlægning er
det vigtigt at sørge for, at grundvandsstanden holdes et stykke under overfladen for at holde
metanudslippet lavt nok til at få en samlet gevinst på udledning af drivhusgasser. Da nettoudslippet af
drivhusgasser kan afhænge af relativt få centimeters forskelle i grundvandsstand, bør der foretages
grundige undersøgelser af, hvad der styrer denne sammenhæng, før dræning til en højere fast
grundvandsstand kan anbefales. Dette gør sig gældende upåagtet hvilken udnyttelser, der vil være på
arealet. Ved udnyttelse af arealet med paludikulturer vil der antagelig være en lagring af kulstof i levende,
døde og henfaldende rødder, men den er pga. manglende viden ikke medregnet.
Fosfortab fra genetablerede vådområder kan være stort i forhold til niveauer fra dyrket højbundsjord. Trods
talrige studier af fosformobilisering i genetablerede vådområder er vi på nuværende tidspunkt ikke i stand
til at estimere på en given lokalitet, hvordan det dynamiske samspil mellem fosformobilisering og
afstrømningsprocesser påvirker fosfortabet fra vådområderne i en længere årrække efter selve
vådlægningen. Således er det heller ikke muligt at foretage en kvalificeret vurdering over effekten af de
forskellige beskyttelsesniveauer på fosfortabet. Samtidig kan høst af vegetationen og styring af det
hydrologiske regime reducere tabsrisikoen efter vådlægningen.
De mange år med dyrkning har næsten alle steder fjernet lavbundsjorden så meget fra sit naturlige
biodiversitetsmæssige udgangspunkt, at det vil være vanskeligt for de for naturtypen karakteristiske arter
133
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
3400
3401
3402
3403
3404
3405
3406
3407
3408
3409
3410
3411
3412
3413
3414
3415
at indvandre og klare sig her. I forhold til ændringer i biodiversitet vil ingen af tiltagene dog have en
negative effekt i forhold til udgangspunktet, nemlig dyrket landbrugsjord med jordbehandling. I forhold til
den natur og biodiversitetsmæssige værdi af uberørte naturområder på kulstofrig lavbundsjord vurderes
det, at flertallet af tiltagene har lille biodiversitetsmæssig værdi.
Etablering af vådområder har i forhold til de øvrige beskyttelsesniveauer den største værdi for natur og
biodiversitet. På grund af jordens næringstilstand vil græsning være et tiltag, der vil bidrage til at holde
naturen lysåben. Hvis der ikke græsses, vil der over tid ske udvikling af krat, skov eller sumpskov
sandsynligvis med dominans af rød-el eller birk. Overordet set er der behov for en diskussion af hvordan
udtagne lavbundsjorder skal udvikle sig i fremtiden. Den naturlige udvikling tilsiger, at der vil ske en naturlig
succession mod tilgroning. Hvilke plantearter, der indfinder sig afhænger meget af den fremtidige
vandstand. Nogle lokaliteter vil kunne afgræsses og eller slås, andre vil ikke. Den økonomiske nytteværdi
for landbruget af vådlagte arealer vil sandsynligvis være lav, så de vil muligvis blive overladt til tilgroning.
En offentlig diskussion om dette ifht. værdi for natur og biodiversitet vil være nyttig.
I tabellerne 8.1 og 8.2 er der lavet en forsimplet oversigt over miljøeffekterne ved vådlægning af
lavbundsarealer. Der er overvejende positive miljø effekter ved vådlægning, det er dog klart at der er store
usikkerheder ifm. vurdering af risikoen for tab af P ved vådlægning.
134
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0135.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
3416
3417
3418
3419
Tabel 8.1 Vurderet effekt efter vådlægning, ± ingen eller usikker, + positiv effekt, - negativ effekt. For
drivhusgasser anvendes symbolerne
↓
og
↑
for henholdsvis faldende og stigende emissioner, 0 angiver
ingen forventet ændring og parentes () angiver at den forventede effekt er begrænset. Definition af
beskyttelses niveauerne findes i tabel 5.1
Beskyttelses niveau
A1
A2
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1
C2
D1
D2
-
-
Udbytter efter vådlægning
±
±
+
±
±
±
±
±
±
±
0
0
0
0
0
0
0
0
+
+
+
+
Vådområde effekt på tilstrømmende vand
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
Udvaskning efter vådlægning
0
0
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
Stigning i N retention antaget efter vådlægning
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
Udledning til vandmiljø
+
+
+
+
+
+
+
0
+
+
+
0
Mindre ammoniak fordampning
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
Mindre ammoniak deposition
±
±
±
±
±
±
±
±
±
±
±
±
Udledning af P efter vådlægning
(↓)
(↓)
(↓)
(↓)
(↓)
↓
↓
↓
↓
↓
↓
↓
Effekt på CO2 emissionen
0
0
0(↑)
0(↑)
0(↑)
(↑)
(↑)
(↑)
↑
↑
↑
↑
Effekt på CH4 emissionen
(↓)
(↓)
(↓)
(↓)
(↓)
(↓)
(↓)
(↓)
(↓)
(↓)
(↓)
(↓)
Effekt på N2O emissionen
(↓)
(↓)
(↓)
(↓)
(↓)
↓
↓
↓
↓
↓
↓
↓
Samlet effekt på GHG emission
3420
135
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0136.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
3421
3422
3423
Tabel 8.2 Biodiversitetsvurdering for de 12 scenarier. Biodiversitetsvurdering. Der er i lighed med
vurderingen i Eriksen et al. (2020) anvendt skalaen fra -3, -2, -1, 0, +1, +2, +3, hvor minus 3 er meget
dårligere biodiversitet end udgangspunktet dyrket areal
Kode
Regnorme
Jordbunds-
insekter
Mikro-
leddyr
Enky-
træer
Tokimbladede
urter
Graminoider
(græs, halvgræs,
siv)
1
1
1
1
1
0-1
1
1-2
0-1
0-2
2
1-3
0
0
0-1
0
0
0
1-3
Træer
og
buske
0
0
0
0
Biller
Bier
Sommer-
fugle
Svirre-
fluer
A1
A2
B1
B2
B3
B4
B5
B6
C1
C2
D1
D2
1
1
1
1
2
1
1
2
1
1
2
2-3
1
1
1
1
1
1
1
2
1
1
2
23
1
1-2
1
1
1
1
1
2
1
1
2
2-3
1
1-2
1
1
2
1
1
2
1
1
2
2-3
0
0
0
1
0-1
0
1
1-2
0-1
0-2
2
1-3
1
1
1
1
1
1
1
1-2
0-1
0-1
2
2-3
0
0
0
0
0-1
0-1
0-1
1-2
0-1
0-1
0-1
1-3
0
0
0
0
0-1
0
0-1
1-2
0
0
0-1
0-3
0
0
0
0
0-1
0
1
1-2
1-2
1-2
0-2
1-3
3424
136
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0137.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
3425
3426
3427
9 Bilag
9.1
Bilag 1 Fordeling af landbrugsafgrøder 2018 i ha på omdrift, afgrødekategori og
OC-kulstofniveau.
Afgrødetekst
Vårbyg
Vårhvede
Vårhavre
Blanding af vårsåede arter
Majs til modenhed
Vårhvede, brødhvede
Korn + bælgsæd under 50% bælgsæd
Vårspelt
Vinterspelt
Vinterbyg
Vinterhvede
Vinterhvede, brødhvede
Vinterrug
Vinterhybridrug
Vintertriticale
Blanding af efterårssåede arter
Vårraps
Vinterraps
Rybs
Solsikke
Sojabønner
Ærter
Hestebønner
Sødlupin
Bælgsæd, flerårig blanding
Bælgsæd, andre typer til modenhed b
Oliehør
Hamp
Blanding bredbladet afgrøde, frø/ke
Quinoa
Boghvede
Bælgsæd blanding
Kategori
Vårsæd til modenhed
Vårsæd til modenhed
Vårsæd til modenhed
Vårsæd til modenhed
Vårsæd til modenhed
Vårsæd til modenhed
Bælgsæd
Vårsæd til modenhed
Vintersæd til modenhed
Vintersæd til modenhed
Vintersæd til modenhed
Vintersæd til modenhed
Vintersæd til modenhed
Vintersæd til modenhed
Vintersæd til modenhed
Vintersæd til modenhed
Raps mm
Raps mm
Raps mm
Raps mm
Bælgsæd
Bælgsæd
Bælgsæd
Bælgsæd
Bælgsæd
Bælgsæd
Raps mm
Raps mm
Raps mm
Raps mm
Raps mm
Bælgsæd
Omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
6-12%
19215,32
1378,48
3689,62
122,73
225,13
132,43
50,46
0,00
2,59
932,75
5293,77
145,09
417,63
1327,56
234,37
1,66
15,43
1829,47
0,00
0,92
0,00
75,50
619,93
4,90
0,00
0,00
0,00
26,34
2,59
1,94
0,00
0,55
> 12%
9361,19
1036,72
2189,89
64,88
102,86
257,19
7,76
0,00
1,94
230,86
2291,36
57,30
142,69
333,53
72,73
0,55
3,79
522,34
0,00
0,18
0,00
15,90
259,23
0,09
0,00
0,00
0,00
17,10
2,31
0,09
0,00
0,18
Afgrødekode
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
13
14
15
16
17
21
22
23
24
25
30
31
32
35
36
40
42
51
52
53
54
137
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0138.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
55
56
57
58
101
102
103
104
105
106
107
108
109
110
111
112
113
114
115
116
117
118
120
121
122
123
124
125
126
149
150
151
152
153
160
161
162
Vårrug
Vårtriticale
Vinterhavre
Sorghum
Rajgræsfrø, alm.
Rajgræsfrø, alm. 1. år, efterårsudl
Rajgræsfrø, ital.
Rajgræsfrø, ital. 1. år efterårsudl
Timothefrø
Hundegræsfrø
Engsvingelfrø
Rødsvingelfrø
Rajsvingelfrø
Svingelfrø, stivbladet
Svingelfrø, strand-
Engrapgræsfrø (marktype)
Engrapsgræsfrø (plænetype)
Rapgræsfrø, alm.
Hvenefrø, alm. og krybende
Rajgræs, hybrid
Rajgræs, efterårsudl. hybrid
Rajsvingelfrø, efterårsudlagt
Kløverfrø
Græsmarksbælgplanter
Kommenfrø
Valmuefrø
Spinatfrø
Bederoefrø
Blanding af markfrø til udsæd
Kartofler, lægge- (certificerede)
Kartofler, lægge- (egen opformering
Kartofler, stivelses-
Kartofler, spise-
Kartofler, andre
Sukkerroer til fabrik
Cikorierødder
Blanding, andre industriafgr.
Vårsæd til modenhed
Vårsæd til modenhed
Vintersæd til modenhed
Vårsæd til modenhed
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Frøgræs
Kartofler
Kartofler
Kartofler
Kartofler
Kartofler
Rodfrugter
Rodfrugter
Rodfrugter
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
1,11
43,16
0,00
0,00
478,44
97,04
3,42
0,92
96,57
33,82
0,00
173,46
12,75
8,32
37,24
6,75
19,22
9,15
1,20
10,72
0,09
6,19
30,31
0,00
0,00
0,00
57,11
0,28
29,48
30,96
101,66
954,66
138,44
111,08
168,66
0,00
1,20
0,00
8,87
0,00
0,00
157,94
31,70
4,07
0,09
161,45
17,00
0,09
48,33
30,50
1,20
24,31
0,55
2,77
12,48
0,00
0,46
0,00
11,09
8,32
0,00
0,00
0,00
9,61
0,00
35,49
3,60
43,81
271,06
855,77
37,52
26,52
0,00
0,00
138
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0139.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
170
171
172
173
174
180
182
210
211
212
213
214
215
216
220
221
222
223
224
230
234
235
247
Græs til fabrik (omdrift)
Lucerne, slæt
Lucernegræs, over 25% græs til slæt
Kløver til slæt
Kløvergræs til fabrik
Gul sennep
Blanding af oliearter
Vårbyg, helsæd
Vårhvede, helsæd
Vårhavre, helsæd
Blandkorn, vårsået, helsæd
Korn og bælgsæd, helsæd, under 50%
Ærtehelsæd
Silomajs
Vinterbyg, helsæd
Vinterhvede, helsæd
Vinterrug, helsæd
Vintertriticale, helsæd
Blandkorn, efterårssået helsæd
Blanding af vårkorn, grønkorn
Korn og bælgsæd, grønkorn, under 50
Blanding af vinterkorn, grønkorn
Miljøgræs MVJ-tilsagn (0 N), omdrif
Græs i omdrift
Kløver og lucerne i renbestand
Græs i omdrift
Kløver og lucerne i renbestand
Græs i omdrift
Raps mm
Raps mm
Helsæd, vår
Helsæd, vår
Helsæd, vår
Helsæd, vår
Bælgsæd
Bælgsæd
Silomajs
Helsæd, vinter
Helsæd, vinter
Helsæd, vinter
Helsæd, vinter
Helsæd, vinter
Grønkorn, vår
Grønkorn, vår
Grønkorn, vinter
Arealer med tilsagn under
miljøordninger
Græsafgrøder, permanent
Græs i omdrift
Græsafgrøder, permanent
Græsafgrøder, permanent
Græsafgrøder, permanent
Arealer med tilsagn under
miljøordninger
Arealer med tilsagn under
miljøordninger
Græsafgrøder, permanent
Græsafgrøder, permanent
Græsafgrøder, permanent
Græsafgrøder, permanent
Græsafgrøder, permanent
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
4,44
21,26
17,74
5,18
4,07
0,65
1,94
774,72
2,68
43,62
7,30
290,83
256,36
4732,99
0,37
4,90
8,32
4,07
0,00
97,41
41,40
0,28
2333,69
1,20
4,62
3,14
9,43
0,46
2,68
11,55
364,67
1,20
31,79
3,51
121,34
129,01
1406,02
0,00
0,37
0,55
0,37
0,00
61,83
10,81
0,00
3071,35
248
249
250
251
252
253
Permanent græs ved vandboring
Udnyttet græs ved vandboring
Permanent græs, meget lavt udbytte
Permanent græs, lavt udbytte
Permanent græs, normalt udbytte
Miljøgræs MVJ-tilsagn (80 N), omdri
NULL
omdrift
NULL
NULL
NULL
omdrift
0,74
0,18
1215,92
2005,43
11676,58
13,68
0,37
0,09
1412,30
2080,56
12285,97
7,02
254
Miljøgræs MVJ-tilsagn (0 N), perman
NULL
4809,33
5701,05
255
256
257
258
259
Permanent græs, under 50% kløver/lu
Permanent kløvergræs, over 50% kløv
Permanent græs, uden kløver
Permanent græs, ø-støtte
Permanent græs, fabrik, over 6 tons
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
610,50
29,02
1197,16
0,18
2,13
669,92
12,85
1215,82
0,00
0,83
139
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0140.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
260
261
262
263
264
266
267
268
269
270
271
272
273
274
276
277
278
279
280
281
282
284
285
286
287
305
306
308
309
310
311
Græs med kløver/lucerne, under 50 %
Kløvergræs, over 50% kløver (omdrif
Lucernegræs, over 50% lucerne (omdr
Græs uden kløvergræs (omdrift)
Græs og kløvergræs uden norm, under
Græs under 50% kløver/lucerne, ekst
Græs under 50% kløver/lucerne, meg
Græs under 50% kløver/lucerne, lavt
Græs, rullegræs
Græs til udegrise, omdrift
Rekreative formål
Permanent græs til fabrik
Lucerne til fabrik
Permanent lucernegræs over 25% græs
Permanent græs og kløvergræs uden n
Kløver til fabrik
Permanent lucerne og lucernegræs ov
Permanent græs til fabrik
Fodersukkerroer
Kålroer
Fodermarvkål
Græs med vikke og andre bælgplanter
Græs og kløvergræs uden norm, over
Permanent græs og kløvergræs uden n
Græs til udegrise, permanent
Permanent græs, uden udbetaling af
Græs i omdrift, uden udbetaling af
MFO-brak, sommerslåning
Udyrket areal ved vandboring
Brak, sommerslåning
Skovrejsning på tidl. landbrugsjord
Græs i omdrift
Græs i omdrift
Græs i omdrift
Græs i omdrift
Græs i omdrift
Græs i omdrift
Græs i omdrift
Græs i omdrift
Græs i omdrift
Græs i omdrift
Udyrkede arealer, vildtagre
Græsafgrøder, permanent
Kløver og lucerne i renbestand
Græsafgrøder, permanent
Græsafgrøder, permanent
Kløver og lucerne i renbestand
Græsafgrøder, permanent
Græsafgrøder, permanent
Rodfrugter
Rodfrugter
Rodfrugter
Græs i omdrift
Græs i omdrift
Græsafgrøder, permanent
Græsafgrøder, permanent
Udyrkede arealer, vildtagre
Udyrkede arealer, vildtagre
Udyrkede arealer, vildtagre
Udyrkede arealer, vildtagre
Udyrkede arealer, vildtagre
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
NULL
NULL
omdrift
NULL
NULL
omdrift
NULL
NULL
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
NULL
NULL
NULL
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
NULL
9015,46
56,93
5,27
3497,39
410,14
83,27
166,26
754,39
9,43
31,88
521,69
0,18
0,09
0,74
3471,70
0,00
0,92
4,07
66,63
0,09
0,46
0,83
11,46
20,42
6,84
5,08
0,00
2963,13
1,29
245,55
117,37
5777,39
42,14
0,28
2490,80
471,69
62,01
189,08
602,28
8,04
25,69
856,88
0,00
0,00
0,00
3872,14
0,00
0,00
0,37
20,61
0,00
0,28
1,57
13,31
33,45
3,23
0,37
0,00
3172,64
0,55
232,43
64,60
312
20-årig udtagning
omdrift
221,43
412,82
313
20-årig udtagning af agerjord med f
NULL
12,01
7,67
314
20-årig udtagning med tilsagn om sk
NULL
6,19
2,68
140
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0141.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
316
Udtagning med fastholdelse, ej land
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Udyrkede arealer, vildtagre
Udyrkede arealer, vildtagre
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
NULL
0,00
0,09
317
Vådområder med udtagning
omdrift
16,82
13,40
318
MVJ ej udtagning, ej landbrugsareal
NULL
2255,41
3098,06
319
MFO-brak, Udtagning, ej landbrugsar
NULL
94,17
279,56
321
Miljøtiltag, ej landbrugsarealer
NULL
723,25
865,38
323
MFO-udyrket areal ved vandboring
omdrift
0,18
0,09
324
Blomsterbrak
omdrift
22,92
7,67
325
MFO-Blomsterbrak
omdrift
114,41
94,73
327
MFO-bræmme, sommerslåning
omdrift
107,29
61,55
328
MFO-bræmme med blomsterblanding
omdrift
3,42
2,59
329
MFO-bræmme, miljøtilsagn
omdrift
2,77
0,65
334
MFO-bræmme, forårsslåning
omdrift
16,63
10,72
335
MFO-bræmme, permanent græs,
forårsslåning
MFO-bræmme, permanent græs,
sommerslåning
MFO-bræmme, permanent græs,
miljøtilsagn
Brak, forårsslåning
MFO-brak, forårsslåning
Bestøverbrak
NULL
0,00
0,00
336
NULL
0,92
0,46
337
NULL
0,00
0,00
338
339
342
omdrift
omdrift
NULL
20,24
115,98
0,00
12,85
100,92
0,00
343
MFO-bestøverbrak
NULL
13,22
20,89
361
Ikke støtteberettiget landbrugsareal
NULL
3,33
2,68
400
Asieagurker
omdrift
0,00
0,00
401
Asparges
NULL
2,86
0,37
402
Bladselleri
omdrift
0,00
0,00
403
Blomkål
omdrift
6,38
0,00
404
Broccoli
omdrift
3,88
0,37
141
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0142.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
405
Courgette, squash
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Medicinplanter
Medicinplanter
omdrift
0,00
0,00
406
Grønkål
omdrift
1,57
1,20
407
Gulerod
omdrift
51,94
26,89
408
Hvidkål
omdrift
4,16
1,66
409
Kinakål
omdrift
0,00
0,00
410
Knoldselleri
omdrift
0,09
0,00
411
Løg
omdrift
2,13
1,48
412
Pastinak
omdrift
0,65
0,00
413
Rodpersille
omdrift
0,00
0,09
415
Porre
omdrift
3,14
0,83
416
Rosenkål
omdrift
0,55
0,00
417
Rødbede
omdrift
4,25
35,30
418
Rødkål
omdrift
0,74
0,09
420
Salat (friland)
omdrift
1,39
0,00
421
Savoykål, spidskål
omdrift
4,25
1,02
422
Spinat
omdrift
2,13
0,65
423
Sukkermajs
omdrift
5,82
1,48
424
Ærter, konsum
omdrift
23,94
8,87
429
Jordskokker, konsum
omdrift
1,20
1,20
430
Bladpersille
omdrift
0,28
0,00
431
Purløg
omdrift
0,00
0,00
432
Krydderurter (undtagen persille og
omdrift
0,28
0,09
434
Grøntsager, andre (friland)
omdrift
0,65
0,00
448
449
Medicinpl., en- og toårige
Medicinpl., stauder
omdrift
omdrift
0,00
0,09
0,00
0,00
142
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0143.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
450
Grøntsager, blandinger
Grøntsager, friland, særlige
støtterettigheder
Udyrkede arealer, vildtagre
Trækulturer
Græsafgrøder, permanent
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Medicinplanter
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
omdrift
3,23
1,66
486
487
488
489
Hønsegård uden plantedække
Skovlandbrug
Hønsegård, permanent græs
Havtorn
omdrift
NULL
NULL
NULL
0,00
1,29
1,76
0,55
0,00
0,09
3,70
0,00
491
Storfrugtet tranebær
NULL
0,00
0,00
493
Surbær
NULL
2,40
0,37
496
497
Medicinpl., vedplanter
Planteskolekulturer, vedplanter, ti
NULL
NULL
0,00
2,59
0,00
0,37
499
Lukket system
NULL
0,00
0,00
501
Stauder
omdrift
0,46
0,28
502
Blomsterløg
omdrift
0,00
0,00
503
En- og to-årige planter
omdrift
0,18
0,00
504
Solbær, stiklingeopformering
NULL
0,09
0,00
505
Ribs, stiklingeopformering
NULL
0,00
0,00
507
Hindbær, stiklingeopformering
NULL
0,00
0,00
509
Trækvæde
NULL
0,00
0,00
512
513
514
515
516
517
518
519
520
521
522
523
524
Rabarber
Jordbær
Solbær
Ribs
Stikkelsbær
Brombær
Hindbær
Blåbær
Surkirsebær uden undervækst af græs
Surkirsebær med undervækst af græs
Blomme uden undervækst af græs
Blomme med undervækst af græs
Sødkirsebær uden undervækst af græs
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
0,55
6,47
2,22
0,92
0,46
0,00
0,55
3,51
0,28
0,46
0,55
0,09
0,00
0,00
2,50
0,09
0,28
0,46
0,00
2,68
2,31
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
143
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0144.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
525
526
527
528
529
530
531
532
533
534
536
539
540
Sødkirsebær med undervækst af græs
Hyld
Hassel
Æbler
Pærer
Vindrue
Anden træfrugt
Anden buskfrugt
Rønnebær
Hyben
Spisedruer
Blandet frugt
Tomater
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Frugt og bær
Frugt og bær
Frugt og bær
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Småplanteproduktion og
planteskoleplanter. Frilandsafgrøder
Frugt og bær
Trækulturer
Trækulturer
Trækulturer
Udyrkede arealer, vildtagre
Trækulturer
Trækulturer
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
omdrift
0,00
2,77
1,02
9,43
1,11
0,09
0,74
0,28
0,00
0,55
0,00
0,00
0,00
0,00
1,02
0,00
0,28
0,00
0,00
0,00
0,18
0,00
0,18
0,00
0,00
0,00
541
Agurker
omdrift
0,00
0,00
542
Salat (drivhus)
omdrift
0,00
0,00
543
Grøntsager, andre (drivhus)
omdrift
0,00
0,00
544
Snitblomster og snitgrønt
omdrift
0,18
0,00
545
Potteplanter
NULL
0,00
0,00
547
Planteskolekulturer, stauder
omdrift
0,18
0,00
548
Småplanter, en-årige
omdrift
0,00
0,00
551
552
553
563
Moskusgræskar
Mandelgræskar
Centnergræskar
Svampe, champignon
omdrift
omdrift
omdrift
NULL
0,00
0,09
1,39
0,00
0,00
0,00
0,09
0,00
564
Containerplads
NULL
0,00
0,00
570
576
577
578
579
580
581
Humle
Skovrejsning (statslig) - forbedring af vand
Skov med biodiversitetsformål
Skovrejsning – forbedring af vandmi
Tagetes, sygdomssanerende plante
Skovdrift, alm.
Nyplantning i skov med træhøjde und
NULL
NULL
NULL
NULL
omdrift
NULL
NULL
0,00
0,00
28,28
36,50
0,00
199,43
5,82
0,00
0,00
1,76
5,91
0,00
136,87
0,83
144
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0145.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
582
583
585
586
587
588
589
590
591
592
593
594
596
597
602
603
604
605
650
651
652
653
654
655
656
657
659
660
661
662
663
664
665
666
667
668
701
Pyntegrønt, økologisk jordbrug
Juletræer og pyntegrønt på landbrug
Skovrejsning i projektområde, som i
Offentlig skovrejsning
Skovrejsning på tidl. landbrugsjord
Statslig skovrejsning
Bæredygtig skovdrift
Bæredygtig skovdrift i Natura 2000-
Lavskov
Pil
Poppel (0-100 træer pr. ha)
El
Elefantgræs
Rørgræs
MFO - Pil
MFO - Poppel (0-100 træer pr. ha)
MFO - El
MFO - Lavskov
Chrysanthemum Garland, frø
Dildfrø
Kinesisk kålfrø
Karsefrø
Rucolafrø
Radisefrø (inklusiv olieræddikefrø)
Bladbedefrø, rødbedefrø
Grønkålfrø
Kålfrø (hvid- og rødkål)
Persillefrø
Kørvelfrø
Majroefrø
Pastinakfrø
Skorzonerrod/skorzonerrodfrø
Havrerodfrø
Purløgsfrø
Timianfrø
Blomsterfrø
Grønkorn af vårbyg
Trækulturer
Trækulturer
Trækulturer
Trækulturer
Trækulturer
Trækulturer
Trækulturer
Trækulturer
Energiskov og anden produktion
Energiskov og anden produktion
Energiskov og anden produktion
Energiskov og anden produktion
Energiskov og anden produktion
Energiskov og anden produktion
Energiskov og anden produktion
Energiskov og anden produktion
Energiskov og anden produktion
Energiskov og anden produktion
Andet havefrø
Andet havefrø
Andet havefrø
Andet havefrø
Andet havefrø
Andet havefrø
Andet havefrø
Andet havefrø
Andet havefrø
Andet havefrø
Andet havefrø
Andet havefrø
Andet havefrø
Andet havefrø
Andet havefrø
Andet havefrø
Andet havefrø
Andet havefrø
Grønkorn, vår
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
NULL
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
0,18
181,04
4,62
8,96
166,63
0,46
41,03
16,91
7,30
279,84
123,19
2,22
3,14
0,74
320,13
104,15
0,09
31,79
3,79
0,00
1,20
0,09
0,00
0,83
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,55
0,00
1,11
1330,42
1,11
43,53
1,29
1,20
59,33
0,18
18,58
4,62
2,68
320,59
59,24
1,57
0,65
5,45
246,66
71,62
0,00
7,76
0,92
0,00
0,09
0,00
0,00
0,09
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
1066,85
145
 MOF, Alm.del - 2020-21 - Bilag 293: Udkast til rapporten Videnssyntese om Kulstofrig Lavbundsjord
2324049_0146.png
Vidensyntese - Udkast til ekstern interessenthøring
702
703
704
705
706
707
709
710
900
903
905
Grønkorn af vårhvede
Grønkorn af vårhavre
Grønkorn af vårrug
Grønkorn af vårtriticale
Grønkorn af vinterbyg
Grønkorn af vinterhvede
Grønkorn af vinterrug
Grønkorn af hybridrug
Øvrige afgrøder
Lysåbne arealer i skov
Anden anvendelse på tilsagnsarealer
Grønkorn, vår
Grønkorn, vår
Grønkorn, vår
Grønkorn, vår
Grønkorn, vinter
Grønkorn, vinter
Grønkorn, vinter
Grønkorn, vinter
Øvrige arealer
Øvrige arealer
Særlige afgrødekoder i forbindelse
med tilsagn eller miljøtiltag
Øvrige arealer
Øvrige arealer
Øvrige arealer
Ukendt
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
omdrift
NULL
NULL
NULL
76,89
163,02
103,04
0,00
0,28
65,06
60,90
0,00
2,13
16,08
0,00
57,48
136,59
72,36
0,00
0,00
35,86
15,80
0,00
3,79
8,04
0,00
907
908
921
995
i alt
Naturarealer, økologisk jordbrug
Naturarealer, ansøgning om miljøtil
Bar jord
Slettet mark
NULL
NULL
NULL
NULL
312,83
26,43
0,18
1,39
97742,77
404,41
33,73
0,00
1,48
73264,36
3428
146