Tilførselsberegninger fra bakgrunnsavrenning, landbruk og spredt avløp. Tiltak for landbruksforurensingen i

Transkript

1 Vedlegg 2 Bioforsk Rapport Vol. 3 Nr Tilførselsberegninger fra bakgrunnsavrenning, landbruk og spredt avløp. Tiltak for landbruksforurensingen i S Haldenvassdraget FORELØPIG RAPPORT Håkon Borch, Stein Turtumøygard

2

3 Hovedkontor Frederik A. Dahls vei 20, 1432 Ås Tel.: Fax: Bioforsk Jord og miljø Frederik A. Dahls vei Ås Tlf: Faks: Tittel/Title: Tilførselsberegninger og tiltak for landbruksforurensingen i Haldenvassdraget Forfatter(e)/Autor(s): Håkon Borch og Stein Turtumøygard Dato/Date: Tilgjengelighet/Availability: Prosjekt nr./project No.: Arkiv nr./archive No.: Åpen Rapport nr.: ISBN-nr.: Antall sider: Antall vedlegg: (3) Oppdragsgiver/Employer: Vannområdeutvalget for Haldenvassdraget Kontaktperson/Contact person: Finn Grimsrud Stikkord/Keywords: Haldenvassdraget, fosfor, tiltak, landbruk, erosjon, gjødsling. Fagområde/Field of work: Landbruksforurensning Sammendrag: Land/fylke: Kommuner: Sted/Lokalitet: Akershus, Østfold, Norge Aremark, Aurskog-Høland, Halden, Marker, Rømskog, Haldenvassdragets nedbørfelt Ansvarlig leder/responsible leader Prosjektleder/Project leader Marianne Bechmann Håkon Borch

4 Forord Ås den Kommentar: Scenario 8 skal vurderes på nytt Borch. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 4

5 Innhold 1. Innledning Beskrivelse av området Nedbørfeltet Kildebasert forurensingsregnskap Biotilgjenglighet Naturlig bakgrunnsavrenning og atmosfærisk deposisjon Spredt avløp Tilførsler fra Jordbruksavrenning Modellering av scenarioer av endrede driftsfordelinger og forurensingbegrensende tiltak Resultater fra kjøring av modellen AGRICAT-P Fosforgjødsling i landbruket PAL nivåer i jordsmonn Redusert gjødsling som vassdragstiltak Retensjon i de store sjøene Akkumulert avrenning til de store sjøene Vurdering av realiserbarhet av miljømålene Kostnadseffektivitet ved landbrukstiltak Redusert fosfornivå Endret jordarbeiding Oppsummering, vurderinger av tiltak, rangering iht kostnadseffektivitet Konklusjon Referanser...29 Vedlegg 1: Erosjonsformer, modellering Erosjonsformer og -prosesser AGRICAT-P modellen Vedlegg 2: Om rensetiltak i landbruket Permanente vegetasjonssoner Fangdammer Leca-filter for grøftevann Tiltak i bekkeløpet Avskjæringsgrøfter og inntakskummer Borch et al. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 5

6 1. Innledning 1.1 Beskrivelse av området Nedbørfeltet Haldenvassdraget er et av de store elve og innsjøsystemer i Østfold med en total lengde på 149 km og et samlet nedbørsfelt på 1588 km2. Kildene er ved Dragsjøhanken (268 moh.) sør for Årnes i Nes kommune i Akershus, og utløpet er i Iddefjorden ved Halden. Vassdraget grenser mot Sverige i øst og er et typisk lavlandsvassdrag. Skog og åslandskap sammen med utstrakte jordbruksområder på tidligere gammel havbunn (leire) preger nedbørfeltet. Vassdraget karakteriseres ved store, forholdsvis grunne innsjøer (Bjørkelangen, Øgderen, Rødnessjøen, Øymarksjøen, Aremarksjøen, Asperen og Femsjøen) med korte elvestrekninger mellom. Middelvannføringen ved utløpet (Tistedalsfoss) er 23,4 m3/s. I Akershus ligger nedbørsfeltet hovedsakelig i Aurskog-Høland, mens det i Østfold omfattes av kommunene Marker, Aremark og Halden. Haldenvassdraget ble regulert med dammer, sluser og kanalisering allerede i med tanke på fløtning, båttransport og møllebruk. De gamle slusesystemene er fremdeles i bruk og benyttes stort sett til turist-båttrafikk. Det er 5 vannkraftanlegg i vassdraget, men det er planer om to til i de nedre delene. Haldenvassdraget er sterkt eutrofiert, i de øvre delene. Landbruksforurensning i form av næringssalter og jordpartikler påvirker vannkvaliteten, sammen med sanitæravløp fra befolkningen. Det er årvisse oppblomstringer av blågrønnalger i Bjørkelangen, og av og til også i nedenforliggende innsjøer. Vannkvaliteten bedres nedover i vassdraget, og Femsjøen benyttes som drikkevannskilde av Halden kommune. Nedbørfeltet er gjennom arbeidet med karakterisering av vassdragene delt inn i 33 typologiske enheter. I forbindelse med dette arbeidet er Borch. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 6

7 Figur 1: Oversiktskart over nedbørfeltet med inndeling i delnedbørfelt. Inndelingen er i to nivåer. Det mest detaljerte følger karakteriseringsenhetene, mens det grovere nivået indikert med farge er en inndeling som er mer med tanke på administrative enheter Borch et al. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 7

8 Tabell 1. Oversikt over delnedbørfeltene i Haldenvassdraget. Nr. Nedbørfelt Felt areal (daa) Jordbruksareal (daa) Naturlig bakgrunnsavrenning fra jordbruksarealene P (kg) Nr. Oppsummerings-enheter R / Bekkefelt Floen Alt oppstrøms utløp av 7 Bjørkelangsjøen R / Bekkefelt Svensjøen Alt oppstrøms utløp av 8 Bjørkelangsjøen R / Bekkefelt Tævsjøen Alt oppstrøms utløp av 0 Bjørkelangsjøen R / Bekkefelt ved Aurskog Alt oppstrøms utløp av 259 Bjørkelangsjøen R / Bekkefelt Busåsen Alt oppstrøms utløp av 35 Bjørkelangsjøen R / EIDSBEKKEN Alt oppstrøms utløp av 5 Bjørkelangsjøen R-a / Bekkefelt Alt oppstrøms utløp av 180 Bjørkelangen Bjørkelangsjøen R-b / Bekkefelt Utløp Bjørkelangsjøen til 247 Bjørkelangen samløp med Hemneselva R / Bekkefelt Tunsjøen Hemneselva R / HAFSTEINELVA Hemneselva R / Bekkefelt Øgdern Hemneselva R / Hemneselva Hemneselva R / Bekkefelt Setten Samløp Bjørkelangelv og 44 Hemneselv til Fylkesgrense R / Merma Samløp Bjørkelangelv og 19 Hemneselv til Fylkesgrense R-a / Rødnessjøen øvre Samløp Bjørkelangelv og 42 Hemneselv til Fylkesgrense R / Ubestasta bekker ved Fylkesgrensen til Ørje 1 Rødnessjøen nord R / Bekkefelt ved store Fylkesgrensen til Ørje 20 Risen R-b / Rødnessjøen nedre Fylkesgrensen til Ørje R / ELV FRA GJØLSJØEN Fylkesgrensen til Ørje R / Bekker til Gjølsjøen Ørje til femsjøutløp R / ELV FRA GJØLSJØEN Ørje til femsjøutløp R / Bekkefelt Ara og Ørje til femsjøutløp 210 Øymarksjøen R / Meieribekken Ørje til femsjøutløp R / Melbyelva Ørje til femsjøutløp R / Små bekker til Aspern Ørje til femsjøutløp R / Del av Aspern, Stenselva Ørje til femsjøutløp 20 til Femsjøen R / Øvre del av Rjørelva Ørje til femsjøutløp R / RJØRELVA Ørje til femsjøutløp R / Rødselva/Fisma med Ørje til femsjøutløp 34 flere R / Asakbekken Ørje til femsjøutløp R / Tista Iddefjorden R / Bekkefelt til Iddefjorden Iddefjorden R / Iddebekkene Iddefjorden R / REMMENBEKKEN Iddefjorden R / Unnebergbekken Iddefjorden Sum Haldenvassdraget Borch. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 8

9 2. Kildebasert forurensingsregnskap Dette forurensingsregnskapet er basert på teoretiske beregninger av tilførsler av biotilgjengelig fosfor fra ulike kilder (jordbruk, kommunalt avløp, separate avløp og naturlig bakgrunnsavrenning). 2.1 Biotilgjenglighet Fosfor opptrer i mange former i naturen, og noen av formene er lite tilgjengelig for algevekst og produksjon i vannsystemer. Det er derfor vanlig å veie fosforkildene ut i fra undersøkelser av hvor biotilgjenglig fosforet er. Ut fra Berge og Källgvist (1990) er biotilgjengeligheten i naturlig bakgrunnsavrenning satt til 11%. Biotilgjengeligheten av fosfor i avløp fra separate avløpsanlegg og kommunale avløpsanlegg er vanligvis satt til 75-90%. Hvis det er et høyt antall minirenseanlegg bør verdiene settes i det nedre område, mens hvis det er lite minirenseanlegg bør verdien settes i det øvre området. For jordbruksarealene vil biotilgjengeligheten av fosfor normalt være lav, fordi en stor del av fosforet fra jordbruksarealene er partikkelbundet. I nedbørsfeltet til Skuterudbekken har analyseresultater vist at fosfat har utgjort i gjennomsnitt 25% av total fosfor (JOVA). Biotilgjengeligheten av fosfor fra jordbruksavrenningen er i beregningene satt til 23%. Biotilgjengeligheten i overvann fra bebygde områder settes på skjønn til 50%. Tabell 2. Biotilgjengelig fosfor i % av mengde tilført total fosfor. Forurensningskilder Biotilgjenglig Naturlig bakgrunnsavrenning 11% Separate avløpsanlegg 75-90% Kommunale avløpsanlegg med kjemisk felling 35-40% Overvann fra bebygde områder 50% Jordbruksavrenning (jordpartikler) 23% 2.2 Naturlig bakgrunnsavrenning og atmosfærisk deposisjon Bakgrunnsavrenning omfatter naturlige tilførsler fra skog, annen utmark og andre arealer. En andel av fosfortapet fra jordbruksarealet og tettstedsarealene kan regnes som naturlig bakgrunnsavrenning, fordi tapet ville vært der selv om arealene ikke hadde vært påvirket av inngrep fra mennesker. Fratrukket dette bidraget på de målte tilførslene i utløpet av elva kan en se hva som er potensialet for reduksjoner ved endret bruk av vassdragets nedbørfelt. Vassdrag mottar betydelige mengder næringssalter som naturlige bakgrunnstilførsler fra utmark. I tillegg kommer det som ville ha kommet fra jordbruksarealer hvis de ikke var dyrket opp og det som ville kommet fra arealer som er nedbygd og betegnes som tette flater. Størrelsen på dette bidraget varierer med geologisk opphav og løsmasseavsetningenes kornfordeling i nedbørfeltet. I SFTs veileder (TA-1139/1995) oppgis det anbefalte avrenningskoeffisienter for P i fra naturområder under marin grense -erosjonsutsatt mg/m2/år. Under marin grense -lite erosjonsutsatt Skogområder 6-7. Denne anbefalingen er generell og tar liten i liten grad hensyn til lokale forhold. I Haldenvassdragets nedbørfelt over marin grense er det relativt magre næringsforhold med en relativt stor andel av arealet i lave og middels boniteter (77 %). Det er derfor beregnet naturlig bakgrunnsavrenning ved bruk av graderte koeffisienter med basis i faglig skjønn og kunnskap om området. Det er tatt utgangspunkt i bonitetsverdier i Borch et al. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 9

10 digitale markslagskart. For impediment arealer er det brukt 4 g P/daa/år, lave boniteter 5 g P/daa/år, middels boniteter 6 g P/daa/år og arealer med høye bonitetsverdier er satt til 7,5 g P/daa/år. Arealer med myr er satt til 7,5 g P/daa/år. For landbruksområdene er det brukt Bioforsks modellberegninger av koeffisienter for landbruksarealer i TEOTIL modellen. Koeffisienten er her satt til 12 g P/daa/år. Koeffisienter for bakgrunnsavrenning fra jordbruksarealer er høyere enn koeffisienter for skog fordi disse arealene er de mest næringsrike og produktive i landskapet, og i en naturlig utforming ville ha meget høye boniteter og en ofte annen vegetasjonssammensetning i det opprinnelige landskapet. Atmosfærisk deposisjon av P vil forekomme via partikler som vaskes ut med nedbør eller som partikulær tørravsetning. Denne andelen er ikke helt uavhengig av antropogen aktivitet, men for enkelhetsskyld gjøres det ikke en differensiering av denne. Basert på tidligere undersøkelser er atmosfærisk deposisjon direkte på vannoverflatene satt til 16 kg P/km 2 /år (Oredalen & Aas 2000). Totalt vil en forvente at samlet naturlig bakgrunnsavrenning av fosfor vil være kg P pr. år. Av dette vil en kunne forvente at ca 1100 kg er biotilgjenglig. Atmosfærisk deposisjon på vannflater utgjør 2995 kg P pr. år. Oversikt over bakgrunnsavrenning og atmosfærisk deposisjon for hvert delområde er presentert i Tabell 3. Tabell 3: Beregnet bakgrunnsavrenning og atmosfærisk deposisjon i Haldenvasdraget. Nedbørfelt Bakgrunnsavrenning (kg) Biotilgjenglig bakgrunnsavrenning (kg) Atmosfærisk deposisjon (kg) Alt oppstrøms utløp av Bjørkelangsjøen Utløp Bjørkelangsjøen til samløp med Hemneselva Hemneselva Samløp Bjørkelangelv og Hemneselv til Fylkesgrense Fylkesgrensen til Ørje Ørje til femsjøutløp Iddefjorden Sum hele Haldenvassdraget Spredt avløp Vi har benyttet WebGIS avløp til å summere utslipp fra alle registrerte avløpsanlegg i kommunene Aurskog-Høland, Marker, Aremark og Halden. Beregningene representerer status pr Antall anlegg er Aurskog-Høland: 2650 Marker: 1350 Aremark: 525 Halden: 1315 Anleggene er geokoblet mot digitalt kart over vannforekomstene (fig 1). Av de 5840 anleggene ligger 917 anlegg utenfor Haldenvassdraget, og disse er ikke tatt med i beregningene. Antall innenfor vassdraget er etter dette Total P-tilførsel fra spredt avløp til Haldenvassdraget er beregnet til 4593 kg/p pr år. Årlig utslipp dersom alle anlegg ble oppgradert til 90% P-rensing er beregnet til 668 kg/p. 90% rensing tilsvarer dagens krav ved etablering av nye anlegg. Vi tror imidlertid at det ikke er realistisk å tro at man kan greie 90% rensing over tid. Det vil alltid være ulik alder på anlegg med en del av anleggene som til enhver tid har funksjonssvikt. Et mer realistisk mål kan være å ha 80% rensing i gjennomsnitt. Tabell 4 viser tallene oppsummert pr delnedbørfelt. Borch. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 10

11 Tabell 4. Antall anlegg og P-utslipp fra spredt avløp i Haldenvassdraget. Pr delnedbørfelt. Vannforekomst Antall anlegg Dagens tilførsel kg P/år Tilførsel kg P/år hvis alle anlegg oppgraderes til (minst) 90% P-rensing Alt oppstrøms utløp av Bjørkelangen ,7 Utløp Bjørkelangsjøen til samløp Hemneselva ,9 Hemneselva ,2 Samløp Bjørkelangelva og Hemneselva ,1 Fylkesgrensen til Ørje ,9 Ørje til utløp Femsjøen ,9 Iddefjorden ,5 SUM Kostnadseffektivitet spredt avløp Kostnad for etablering og drift av anlegg har selvfølgelig stor betydning for valg av type avløpsanlegg. På grunnlag av prislister og erfaringsmateriale har vi satt opp forventede gjennomsnittlige kostnader uten mva. for ulike anleggstyper og størrelser. Tallene er basert på at alle arbeider settes bort til entreprenør og at det ikke er behov for sprengingsarbeider. Tallene omfatter derfor alle kostnader ved etablering av renseanlegg. Det er store variasjoner i anleggskostnader og tallene for et enkelt anlegg kan avvike fra disse. For å beregne investeringens årlige kapitalkostnad må investeringskostnaden multipliseres med annuitetsfaktoren for gitt levetid for tiltaket og gitt rente. Legger vi til årlig drifts- og vedlikeholdskostnad får vi tiltakets årskostnad. Beregning av årskostnader kan beskrives ved: Årskostnad = A * investeringskostnad + årlig drifts- og vedlikeholdskostnader A er annuitetsfaktoren, definert som: A = r (1+r)t / (1+r)t -1, der r = 0,04 når renta = 4%, t = tiltakets økonomiske levetid. For alle anleggene er levetiden satt til 20 år. Erfaringer viser at anleggene i praksis kan ha en betydelig lenger levetid / eller at de kan fornyes med en sterkt redusert kostnad etter at behovet for fornyelse er tilstede. For eksempel vil et filterbed-anlegg bare behøve å skifte ut filtermassen. Et infiltrasjonsanlegg kan fornyes med nye grøfter, etc. I nedbørfeltene i Haldenvassdraget er det en del arealer med egnet jorddekke for infiltrasjonsanlegg. Vi har derfor satt at 20% av anleggene kan bygges som infiltrasjonsanlegg, og fordelt resten av anleggstypene ved nyanlegg etter forventet markedsandel. Vi har også lagt til grunn at 15% av anleggene kan bygges som små mindre fellesanlegg. Vi kommer da til en samlet årskostnad på ,- NOK for å oppgradere ca 4000 anlegg til dagens standard. Effekten av tiltakene vil gi en årlig tilførselsreduksjon på 3549 kg P/år. Borch et al. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 11

12 Tabell 5: Forventede gjennomsnittlige investeringskostnader, årlige driftskostnader og årskostnader (kalkulasjonsrente 4%) for ulike renseløsninger. Alle kostnader eks. mva. Renseløsninger for en bolig Normale inves terings- kostnader Årlige driftskostnader Årskostnad kalkulasjonsrente 4% pr. bolig. Infiltrasjon til grunnen (både gråvann og svartvann) bolig. Jordhauginfiltrasjon (både gråvann og svartvann) bolig. Filterbedanlegg (våtmarksfilter) 1 bolig Biologisk/kjemisk minirenseanlegg, klasse 1, 1 bolig Tett tank til WC, gråvann til biofilter, 1 bolig Mindre fellesanlegg Infiltrasjon til grunnen både gråvann og svartvann) 4 boligers fellesanlegg. Jordhauginfiltrasjon (både gråvann og svartvann) 4 boligers fellesanlegg. Filterbedanlegg (våtmarksfilter) 4 boligers fellesanlegg. Biologisk/kjemisk minirenseanlegg, klasse 1, 4 boligers fellesanlegg Tabell 6. Kosteffektivitet av å oppgradere anlegg til dagens krav. Tiltak Oppgradering av ca 4000 anlegg til dagens rensekrav Effekt kg tot-p reduksjon Kostnad pr. år (mill) Kost.eff tot-p kr/kg og år Biotilgj. faktor Effekt (kg bio-p reduksjon) Kostnad pr. år (mill) Kost.eff Bio-P (kr/kg og år) , % , Tilførsler fra Jordbruksavrenning Haldenvassdraget har med sine daa dyrket mark en betydelig avrenning av næringssalter. Over 700 gårdbrukere søker produksjonstilskudd innenfor nedbørfeltet. Ca. 25% av gårdsbrukene har husdyr. Av driftsenheter som har husdyr er det ca 22% som har fjærkre, 45% har storfe, 32 har svin og 3% har sau. Husdyrproduksjonen er ikke helt uten betydning for vannkvaliteten i Haldenvassdraget. For eksempel er det mellom 4000 og 5000 storfe, ca svin og over fjørfe. Det er i dette prosjektet ikke gjort beregninger for tap fra husdyrhold. Mulige kilder her er lekkasjer i fra gjødsellagre, og spredning av husdyrgjødsel utenom vekstsesongen med påfølgende næringstap. Driftsforholdene i Haldenvassdraget i 2007 er presentert i Tabell 7 Borch. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 12

13 Tabell 7: Driftsfordeling i jordbruket i Faktdrift Areal (daa) % Eng daa 10,9% Høstkorn direktesådd 204 daa 0,1% Høstkorn m/høstharving daa 4,6% Høstkorn med pløying daa 16,3% Høstpløyd daa 20,2% Lett høstharving daa 4,9% Løk og rotgrønnsaker daa 0,8% Permanent beiteeng/vegetasjonsdekke eller ute av drift daa 0,8% Potet 194 daa 0,1% Stubb + vårpløying daa 41,3% Modellering av scenarioer av endrede driftsfordelinger og forurensingbegrensende tiltak Eksisterende data om faktisk arealbruk (vekster og jordarbeiding) er innhentet for 2007 og tilrettelagt for bruk i modellen AGRICAT_P (AGRIculture run-off in CATchment). Modellen beregner fosfortap fra jordbruksarealer basert på jordart (NIJOS-kartgrunnlag), driftsform og fosforstatus i jorda med basis i forventet jordtap ved et normalår. Modellen beregner effekter av ulike tiltak som endret jordbruksdrift, vegetasjonssoner og fangdammer på hvert jordsmonnspolygon, og er derfor egnet til å simulere tenkte endringer i produksjonsformer og ulike miljørettede tiltak. I hvert scenario tar modellen hensyn til samspilleffekter av kombinasjoner av for eksempel fangdam, vegetasjonssoner, endret drift og redusert gjødsling i jorda (P-AL). For å beregne fosfortapet tar AGRICAT-P modellen utgangspunkt i forventet jordtap på overflaten og i drensvann ved de ulike driftsformene på ulike jordtyper. For å fastsette fosforinnholdet i jorda brukes bøndenes jordprøver som enten er angitt på skiftenivå eller hentet som gjennomsnittsverdier for driftsenheten gjennom Jorddatabanken. I dette tilfelle brukes gjennomsnittlig målt P-AL nivå for driftsenheten de siste 7 år. Hvis driftsenheten ikke er registrert i Jorddatabanken brukes gjennomsnitt P-AL for delnedbørfeltet. Basert på undersøkelser av sammenhengen mellom plantetilgjenglig fosfor (P-AL) og Tot-P er det laget ligninger for 4 jordtyper: siltig sand, sandig silt, lettleire med moreneopphav, marin lettleire og mellomleire. For organisk jord er avrenningsundersøkelser fra myrjord på Smøla benyttet. Modellen beregner tiltak som vegetasjonssoner og fangdammer. I dette prosjektet har vi lagt inn effektene av 6 fangdammer som er bygget. I tillegg er det for scenario 4 og 5 beregnet effekter av grasdekte vegetasjonssoner langs vassdrag. I AGRICAT-P modellen er det beregnet hvordan disse tiltakene relativt sett vil redusere fosfortapet. Totalt er 10 scenarioer effektberegnet i tillegg til dagens tilførsler. De scenarioene er; % av kornarealer legges i stubb. Dette alternativet viser en situasjon hvor det er slutt på høstkorndyrking hvis det ikke er direktesådd, ingen høstpløying, ingen lett høstharving. 2. Som scenario 1, men alt areal med P-AL større enn 7 blir redusert til P-AL 7. Dette alternativet vil vise tilleggseffekten av å gjødsle optimalt for kornproduksjon. For å nå denne tilstanden vil det kreve redusert gjødsling på en del arealer i år. 3. Alt kornareal som er vassdragsnært (50 m fra bekke-/elvekant) og flomutsatt legges i stubb. Alt areal i erosjonsklasse 3 og 4 legges i stubb. Flomutsatte arealer i modellen Borch et al. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 13

14 er definert av Aurskog Høland kommune som har mest slike arealer. Flomutsatte arealer lenger ned i vassdraget er ikke tatt med i modelleringen. 4. Dette er et forvaltningsmessig differensiert scenario hvor det er ulike regler i fylkene. For Akershus; som scenario 1, men her er det tillatt med 20% høstkorn etablert med lett høstharving før såing på erosjonsrisikoklasse 1 og 2. Langs alle vassdrag er det lagt inn en 20 meters vegetasjonssone med grasproduksjon som beregnes som vegetasjonssone. Dette grasarealet utgjør en grasproduksjon på 9230 daa. For Østfold; Overvintring i stubb på 80% av kornarealet i klasse 2 og 100% i klasse 3 og 4. Klasse 1 er kjørt som dagens drift. I tillegg er alt areal som er nærmere enn 20 meter fra elve- / bekkekant lagt i stubb. 5. Som alternativ 4, men alt areal med P-AL større enn 7 blir redusert til P-AL 7. Dette alternativet vil vise tilleggseffekten av å gjødsle optimalt for kornproduksjon. For å nå denne tilstanden vil det kreve redusert gjødsling på en del arealer i år. 6. Dagens drift hvor det er satt at 15% av høstkornarealet høstharves og 85% pløyes før høstkornsåing sees opp mot samme høstkornareal med 100% høstharves før høstkornsåing. 7. Høstkornandelen øker til 50% av all kornproduksjon med 15% av arealet høstharves og 85% høstpløyd før høstkornsåing. 8. For Østfold; Høstkornandelen øker til 40% av all kornproduksjon med 100% av arealet høstpløyd før høstkornsåing (kun tillatt i kl. 1 og 2). For Akershus; Som alt 1, men med 20% lett høstharving før høstkorn på kl 1 og 2. AGRICAT-P modellen tar ikke hensyn til punkterosjon, og heller ikke avrenning fra f.eks. husdyrhold. Tallene er derfor antakelig mindre enn de totale tapene fra landbruket. Det er flere mulige feilkilder ved overføring av Landbruksregisterets driftsdata AGRICAT-P modellen. Det er søknadsdata for praktisk talt hele jordsmonnsarealet i nedbørfeltet, men det er noe av arealet som er oppgitt som egentlig ligger utenfor nedbørfeltet. Hvis det er forskjell i driftsfordelingen på utsiden av nedbørfeltet på grunn av andre regler vil dette påvirke resultatet noe. I enkelte tilfelle er eiendommer utleid til driftsenheter i andre kommuner. For slike tilfelle vil eventuelle data om endret jordarbeiding ikke være med i modellberegningen, dvs. at omlagt areal på eiendommen blir beregnet for lavt. Dette er imidlertid et marginalt problem i datasettet for Haldenvassdraget Resultater fra kjøring av modellen AGRICAT-P Tallene fra de ulike scenarioene er presentert i tabell 4 til 15. I tabellene med resultater er retensjonseffekten ikke iregnet. Retensjon er tatt med i beregninger av avlastningsnivåer og tilførsler for hver enkelt sjø i I figur 2 er fordelingen mellom overflateavrenningen og grøfteavrenningen estimert for de ulike scenariene. Borch. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 14

15 Figur 2: Fosfortap og fordelingen mellom overflate og grøfteavrenning i forhold til dagens drift (2007) ved å legge alt areal over til rendyrkede driftsformer i Bjørkelangens nedbørfelt. Simulert i Agricat-P. Borch et al. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 15

16 Tabell 8: Scenario 1. Alt kornareal dyrkes med overvintring i stubb, 50 % av arealet vårharves før såing og 50% vårpløyes før såing. Fosfortap i de ulike delnedbørfeltene og samlet. Nedbørfelt Fosfortap dagens drift (kg) Fosfortap pr. daa dagens drift (g/daa) Fosfortap i scenario (kg) Fosfortap pr. daa i scenario (g/daa) Reduksjon fosfortap i scenario (kg) Alt oppstrøms utløp av , , Bjørkelangsjøen Utløp Bjørkelangsjøen , , til samløp med Hemneselva Hemneselva , Samløp Bjørkelangelv ,3 546 og Hemneselv til Fylkesgrense Fylkesgrensen til Ørje , Ørje til femsjøutløp , , Iddefjorden , ,9 827 Hele nedbørfeltet , , Tabell 9: Scenario 2. Alt kornareal dyrkes med overvintring i stubb, 50 % av arealet vårharves før såing og 50% vårpløyes før såing. I tillegg er P-AL redusert til 7 på arealer med verdier høyere enn 7. Fosfortap i de ulike delnedbørfeltene og samlet. Nedbørfelt Fosfortap dagens drift (kg) Fosfortap pr. daa dagens drift (g/daa) Fosfortap i scenario (kg) Fosfortap pr. daa i scenario (g/daa) Reduksjon fosfortap i scenario (kg) Alt oppstrøms utløp av , Bjørkelangsjøen Utløp Bjørkelangsjøen , , til samløp med Hemneselva Hemneselva , , Samløp Bjørkelangelv ,1 574 og Hemneselv til Fylkesgrense Fylkesgrensen til Ørje , Ørje til femsjøutløp , , Iddefjorden , ,2 992 Hele nedbørfeltet , , Borch. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 16

17 Tabell 10: Scenario 3. Overvintring i stubb på alle kornarealer som er vassdragsnære og flomutsatt, + erosjonsklasse 3 og 4 legges i stubb. Vassdragsnært er her satt til 50 m fra bekke-/elvekant, og flomutsatte områder er definert av Aurskog kommune. I tillegg er P-AL redusert til 7 på arealer med verdier høyere enn 7. Fosfortap i de ulike delnedbørfeltene og samlet. Fosfortap i de ulike delnedbørfeltene og samlet. Nedbørfelt Fosfortap dagens drift (kg) Fosfortap pr. daa dagens drift (g/daa) Fosfortap i scenario (kg) Fosfortap pr. daa i scenario (g/daa) Reduksjon fosfortap i scenario (kg) Alt oppstrøms utløp av , ,1 Bjørkelangsjøen 1138 Utløp Bjørkelangsjøen , ,6 til samløp med 820 Hemneselva Hemneselva , , Samløp Bjørkelangelv og Hemneselv til ,6 326 Fylkesgrense Fylkesgrensen til Ørje , , Ørje til femsjøutløp , , Iddefjorden , Hele nedbørfeltet , , Tabell 11: Scenario 4. For Akershus: Alt kornareal i stubb med unntak av arealer i erosjonsrisikoklasse kl 1 og 2 hvor det dyrkes 20% høstkorn etablert med lett høstharving. 20 meter vegetasjonssone (grasproduksjon) langs alle vassdrag. For Østfold: Arealer i erosjonsrisikoklasse 1 dyrkes som i dag. På klasse 2 areal legges 80% av kornarealet i stubb, og i klasse 3 og 4 legges 100% av kornarealet i stubb. 20 meter vegetasjonssone (grasproduksjon) langs alle vassdrag. Fosfortap presentert for de ulike delnedbørfeltene og samlet. Nedbørfelt Fosfortap dagens drift (kg) Fosfortap pr. daa dagens drift (g/daa) Fosfortap i scenario (kg) Fosfortap pr. daa i scenario (g/daa) Reduksjon fosfortap i scenario (kg) Alt oppstrøms utløp av , ,3 Bjørkelangsjøen 1830 Utløp Bjørkelangsjøen til , ,1 samløp med Hemneselva 1161 Hemneselva , , Samløp Bjørkelangelv og Hemneselv til Fylkesgrense Fylkesgrensen til Ørje , , Ørje til femsjøutløp , Iddefjorden , ,3 621 Hele nedbørfeltet , , Borch et al. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 17

18 Tabell 12: Scenario 5. Som alternativ 4, men også med reduksjon av P-AL verdier over 7 ned til 7. Fosfortap presentert for de ulike delnedbørfeltene og samlet. Nedbørfelt Fosfortap dagens drift (kg) Fosfortap pr. daa dagens drift (g/daa) Fosfortap i scenario (kg) Fosfortap pr. daa i scenario (g/daa) Reduksjon fosfortap i scenario (kg) Alt oppstrøms utløp , av Bjørkelangsjøen 1922 Utløp , ,5 Bjørkelangsjøen til samløp med 1234 Hemneselva Hemneselva , , Samløp Bjørkelangelv og Hemneselv til ,1 487 Fylkesgrense Fylkesgrensen til Ørje , , Ørje til femsjøutløp , , Iddefjorden , ,8 806 Hele nedbørfeltet , , Tabell 13: Scenario 6. Dagens drift hvor det er satt at 15% av høstkornarealet høstharves og 85% pløyes før høstkornsåing sees opp mot samme høstkornareal men hvor alt høstkornareal høstharves. Fosfortap i de ulike delnedbørfeltene. Nedbørfelt Fosfortap dagens drift (kg) Fosfortap pr. daa dagens drift (g/daa) Fosfortap i scenario (kg) Fosfortap pr. daa i scenario (g/daa) Reduksjon fosfortap i scenario (kg) Alt oppstrøms utløp , av Bjørkelangsjøen Utløp , ,6 367 Bjørkelangsjøen til samløp med Hemneselva Hemneselva , ,8 451 Samløp ,7 142 Bjørkelangelv og Hemneselv til Fylkesgrense Fylkesgrensen til , ,4 422 Ørje Ørje til femsjøutløp , ,8 374 Iddefjorden , ,8 187 Hele nedbørfeltet , , Borch. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 18

19 Tabell 14: Scenario 7. Høstkornandelen øker til 50% av all kornproduksjon med 15% av arealet høstharves og 85% høstpløyd før høstkornsåing. Høstkorndyrking bare på klasse 1 og 2 arealer. Alt annet areal i stubb. Fosfortap i de ulike delnedbørfeltene. Nedbørfelt Fosfortap dagens drift (kg) Fosfortap pr. daa dagens drift (g/daa) Fosfortap i scenario (kg) Fosfortap pr. daa i scenario (g/daa) Reduksjon fosfortap i scenario (kg) Alt oppstrøms utløp av , Bjørkelangsjøen 280 Utløp Bjørkelangsjøen , ,9 til samløp med 134 Hemneselva Hemneselva , ,9 125 Samløp Bjørkelangelv og Hemneselv til ,2 111 Fylkesgrense Fylkesgrensen til Ørje , ,9 91 Ørje til femsjøutløp , ,8-47 Iddefjorden , ,5 23 Hele nedbørfeltet , ,3 717 Tabell 15: Scenario 8. For Østfold: Høstkornandelen øker til 40% av all kornproduksjon med 100% av arealet høstpløyd før høstkornsåing (kun tillatt i kl. 1 og 2). For Akershus: Som alt 1, men med 20% lett høstharving før høstkorn på kl 1 og 2. Nedbørfelt Fosfortap dagens drift (kg) Fosfortap pr. daa dagens drift (g/daa) Fosfortap i scenario (kg) Fosfortap pr. daa i scenario (g/daa) Reduksjon fosfortap i scenario (kg) Alt oppstrøms utløp av Bjørkelangsjøen , , Utløp Bjørkelangsjøen til samløp med , , Hemneselva Hemneselva , , Samløp Bjørkelangelv og Hemneselv til ,8 473 Fylkesgrense Fylkesgrensen til Ørje , ,8 779 Ørje til femsjøutløp , ,2 587 Iddefjorden , Hele nedbørfeltet , , Fosforgjødsling i landbruket PAL nivåer i jordsmonn Fosfor bindes sterkt i mineraljord, slik at tilførsel av fosfor gjennom gjødsel utover det plantene tar opp i løpet av vekstsesongen, på sikt vil bidra til å øke jordas fosforinnhold. Nettopp på grunn av mineraljordas bindingsevne for fosfor blir det ofte anbefalt å gjødsle med mer fosfor enn det som tas ut med avlingene. Fram til midten av 80-tallet var overskuddsgjødslingen med fosfor spesielt stor. Dette førte til en generell fordobling i P-ALverdiene i perioden fra (Krogstad, 1987). Jord som tilføres vannforekomster ved overflateerosjon er anriket med fosfor i forhold til opphavsjord. Dette på grunn av relativt stor andel leire- og siltfraksjoner og organisk materiale i eroderte jordmasser. Dette er jordtyper med relativt stor bindingsevne for fosfor (Heathwaite 1997; Sharpley og Rekolainen, 1997). Figur 5 viser økning i fosforkonsentrasjonen ved økt konsentrasjon av suspendert stoff (erosjon) i to bekker med forskjellig fosfornivå i nedbørfeltet. En reduksjon i erosjon vil gi ulik effekt på fosfortap avhengig av jordas fosfortilstand (P-AL). Kombinasjon av tiltak som reduserer fosfortilstanden og tiltak som reduserer fosfortransporten (f.eks. redusert erosjon) vil gi samspillseffekter på fosfortapet. Borch et al. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 19

20 Tilført plantetilgjengelig fosfor tas opp i plantene, og en god del av dette vil lekke ut i biotilgjenglig form bl.a. gjennom ikke innhøstet plantemateriale. Dette er en fosforkilde som kan være av betydning ved kulturer hvor mye planterester blir liggende igjen f.eks. en del grønnsakskulturer. I nedbørfeltet er det kornproduksjon som er dominerende. I denne produksjonen blir avrenning fra planterester mindre. Figur 3: Økt erosjon gir ulike fosformengder i bekken avhengig av fosfornivået (P-AL) i jorda Redusert gjødsling som vassdragstiltak I fra Jorddatabanken (Bioforsk) ble det hentet ut analyseresultater fra jordprøver som bøndene har sendt inn. Dataene er analysert med tanke på jordbruk, og fosfornivået er analysert som plantetilgjengelig fosfor (P-AL). I Tabell 16 vises gjennomsnitt, standardavvik og maks verdier. Totalt er det ca 6137 jordprøver tatt i årsperioden som er analysert. Tallene viser at det er moderat til litt høye fosfortall i jordsmonnet. Maksimum verdiene viser at det er enkelte arealer i området som har så høye P-AL verdier (>20) at det vil lekke ut løst fosfor i grøftevann som dermed kan ha meget høye P-verdier. Dette kommer i tillegg til partikkelavrenningen hvor partiklene også vil ha høyt P/SS forhold. Disse områdene utgjør allikevel ikke store arealer. Rensing av grøfteutløp vil være et aktuelt tiltak ved slike arealer, men foreløpig er slike anlegg bare på utprøvingsstadiet. Det er all grunn til å holde fokus på gjødselplaner, og redusere fosforgjødslingen i områder med høye verdier. I figur 4 er de nye gjødslingsnormene presentert. På arealer som har over 14 i P-AL verdi er det anbefalt at det ikke gjødsles med fosfor i det hele tatt på korn og grasarealer. I Akershusdelen av vassdraget vil vi foreslå at det anbefales etter gjødslingsnormen ved PAL 7-10, og null-gjødsling med fosfor på arealer med PAL >10 der det er korn- og oljevekster. Dette tiltaket vil gradvis redusere jordas innhold av lett tilgjengelig P (P-AL). Eksakt effekt av dette tiltaket er vanskelig å beregne uten at det gjøres et mer grundig arbeid bl.a. med å kartlegge PAL på hvert skifte. AGRICAT-P beregning indikerer allikevel at en over en års periode kan redusere fosforbidraget fra landbruket med opptil 1500 kg pr. år ved dagens drift, ca 1100 kg ved scenario 4/5 og ca 1000 kg ved scenario 1/2. Borch. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 20

21 Figur 4: Nye gjødslingsnormer som er definert av Bioforsk i 2008 vil redusere P-Al verdiene hvis de følges opp i gjødslingsplaner. Tabell 16. Fosfortilstand i jord målt som Plantetilgjengelig fosfor (P-Al) i de ulike delnedbørfelt. Gjennomsnitt er veid med arealet på gårds og bruksnummeret prøvene er tatt fra. Nedbørfelt Snitt P-AL Arealveid St.avik Maks P-AL Alt oppstrøms utløp av Bjørkelangsjøen 7,5 1,3 15 Utløp Bjørkelangsjøen til samløp med Hemneselva 8,1 1,2 14 Hemneselva 9,5 2,3 24 Samløp Bjørkelangelv og Hemneselv til Fylkesgrense 8,0 1,5 24 Fylkesgrensen til Ørje 9,6 2,1 23 Ørje til femsjøutløp 9,3 2,9 50 Iddefjorden 10,8 2,6 29 Tabell 17: Antatt effekt av null-gjødsling med P i korn i jord ved ulike P-AL-nivå. Fosforstatus (P-AL) i mg/100g Anslått fosforstatus (P-AL) etter 10 år med 0 P gjødsling >20 >15 Borch et al. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 21

22 2.6 Retensjon i de store sjøene I hver sjø nedover i vassdraget vil det være en tilbakeholdelse gjennom sedimentering av partikulært materiale. For å beregne akkumulerte tilførsler til sjøene nedover i vassdraget må retensjonseffekten kalkuleres inn nedover i vassdraget. For å estimere retensjon av de fosfortilførsler som kommer til innsjøene er det brukt en modell av Larsen & Mercier (1976) som tar hensyn til hvor mye av tilført fosfor som holdes tilbake i innsjøen. Graden av tilbakeholdelse (sedimentasjon) av fosfor i innsjøen uttrykkes som Retensjon (R P ). R P = 1/(1 + 1/ T w ) der T w = innsjøens teoretiske oppholdstid. tilførsel av vann (m 3 /år). Retensjon i sjøene er her beregnet og presentert i tabell 4. Tabell 18: Beregnet retensjon i de store sjøene nedover i vassdraget. Innsjø = V/Q hvor V er innsjøens volum (m 3 ) og Q er den årlige Retensjonsprosent Bjørkelangen 31% Øgdern / Hemnessjøen 64% Skulerudsjøen 17% Rødnessjøen 45% Øymarksjøen 40% Aremarksjøen 33% Aspern 32% Femsjøen 38% Miljømål og akkumulert avrenning til de store sjøene Det er satt opp miljømål for de store sjøene nedover i vassdraget. Det er derfor av spesiell interesse å beregne effektene nedover fra sjø til sjø på en måte som inkluderer retensjon. Ved å kombinere retensjon i sjøene (Tabell 18) med de tilførslene som er modellert for den naturlige bakgrunnsavrenningen, spredt avløp, landbruk og det som er oppgitt fra kommunene som utslipp fra kommunale renseanlegg, kan en sette opp et modellert fosforregnskap for alle sjøene nedover i vassdraget. Disse er sammenholdt med de miljømålene som er definert gjennom karakteriseringsarbeidet og presentert i Forslag til nytt økologiske klassifiseringssystem for vann. Forslaget er lagt ut på Vannportalen.no, og forslaget er underveis til å bli endelig vedtatt i løpet av Miljømålet for Haldenvassdraget (elver, innsjøer og kystvann) er at det skal være god økologisk og kjemisk tilstand innen God økologisk tilstand er definert som små avvik fra naturtilstanden. Foreløpig foreligger det ingen biologisk kartlegging i Haldenvassdraget som kan legges til grunn for avlastningsbehov med hensyn på næringssalttilførslene. Fysisk/kjemiske støtteparametre for innsjøer er derfor tatt i bruk. Miljømål er derfor satt med utgangspunkt i måltall for fosforkonsentrasjon (Tot-P) i innsjøer. For disse støtteparametrene er det ulike grenser for kalkrike/kalkfattige, grunne/dype, små/store osv. Alle de store sjøene i Haldenvassdraget er typifisert til Store kalkrike humøse sjøer i lavlandet. Det er imidlertid et variabelt kalkinnhold i vannet, og sjøene nedover i Østfold ligger rett over grenseverdien for kalrike (>4mg Ca/l). Hvis en sjø ligger like over grensen på 4 mg/l, kan det derfor være riktig å sette den i en annen vanntype (altså en vanntype med < 4 mg/l). Store dypere sjøer er mindre robuste, og bør ha lavere fosforkonsetrasjon enn grunnere sjøer med en raskere vannutskifting. Vi har derfor i samråd med Fylkesmannen (Håvard Hornæs) og prosjektleder for Vannområdet (Finn Grimsrud) satt ned miljømålet til 16 i de store sjøene fra Rødnessjøen og ned til Femsjøen. Kalsiumtall i 2007 og miljømål for en del av sjøene er presentert i Tabell 19. Det er også beregnet et avlastningsnivå. Dette er presentert i Tabell 20. Borch. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 22

23 Tabell 19: Kalsium (Ca) konsentrasjoner i Innsjø Ca-konsentrasjon Miljømål fosfor konsentrasjon (Tot- P) Bjørkelangen 6,92 mg/l 19 µgp/l Hemnessjøen /Øgderen 5,69 mg/l 19 µgp/l Skulerudsjøen 5,06 mg/l 19 µgp/l Rødnessjøen 4,76 mg/l 16 µgp/l Gjølsjøen 7,16 mg/l 19 µgp/l Øymarksjøen 16 µgp/l Aremarksjøen 16 µgp/l Aspern 16 µgp/l Femsjøen 4,16 mg/l 16 µgp/l Tabell 20: Samlet tilførsler fra kommunalt utslipp, spredt avløp, bakgrunnsavrenning og landbruk er presentert lokalt for hver sjø, og beregnet akkumulert nedover fratrukket forventet retensjon i sjøene. Miljømål og avlastningsbehov til de store sjøene nedover i Haldenvassdraget. Modellerte landbrukstilførsler er basert på landbruksdrift i Alle tall er modellberegninger for et normalår, og må tolkes som i størrelsesorden. Den siste kolonnen viser prosentvis avvik mellom modellerte tall det som faktisk måles i sjøene gjennom overvåkingsprogrammer. Innsjø Tilførsel lokalt Tilførsler totalt (lokale kilder + fra overliggende del av vassdraget) Antropogene tilførsler Miljømål tilført P (bakgrunn og antropogent) Avlastningsbehov* Modellert konsentrasjon P µg/l Gj.sn. målt konsentrasjon fra overvåkingsprogram P µg/l Modellavvik % Bjørkelangsjøen % Hemnessjøen % Skulerudsjøen % Rødnessjøen % Øymarksjøen 2136* * Aremarksjøen 2136* * Aspern 2136* * Femsjøen 2136* * % Iddefjorden Tilførsler i mellom Ørje og utløp av Femsjøen er fordelt skjønnsmessig mellom disse sjøene. Resultatene av tilførselsberegningene viser at det er en overbelastning med hensyn på fosfortilførsler på ca 3 tonn til Bjørkelangsjøen, ca 6,6 tonn for mye til Skulerudsjøen og ca 2,7 tonn for mye til Rødnessjøen. Når disse tallene sammenlignes med de målte fosforkonsentrasjoner fra overvåkingen vil en få et inntrykk av modellfeilen/usikkerheten i estimatene. Det er derfor i tabell 18 beregnet modellerte konsentrasjoner og beregnet modellavvik. Modellavviket ligger fra -32% til +25%, noe som er en akseptabel usikkerhet ved denne typen beregninger. Effektene av å gjennomføre de ulike scenarioene som er modellert i kapittel sammen med gjennomføring av opprydding i spredt avløp er summert opp i form av resterende avlastningsbehov etter endring for de store sjøene i Tabell 21. Scenario 1 og 2, 4 og 5 og scenario 8 vil gi effekter som bringer sjøene nærmest miljømålet, men selv det strengeste tiltaket Scenario 2 (alt i stubb med P-Al reduksjon) gir ikke tilstrekkelig effekt for Bjørkelangsjøen og Skulerudsjøen. Dette viser hvor viktig det vil være å få gjennomført best mulig tiltak i de øvre delene av vassdraget (Akershus). Det kan derfor også være aktuelt å vurdere differensierte tiltak i mellom Akershus og Østfold. Borch et al. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 23

24 Tabell 21: Ved gjennomføring av de ulike scenarioene for landbruk og opprydding i spredt avløp vil en fremdeles ha et udekket avlastningsbehov for de øvre sjøene i vassdraget Dette fremkommer som positive tall. De negative tallene viser hvor mye en har å gå på før en går over miljømål grensen ved gjennomføringen av de ulike scenarioene. Alle tall er modellberegninger for et normalår, og må tolkes som i størrelsesorden. Scenarioene er beskrevet i Innsjø Avlastningsbehov ved ulike scenarioer (retensjon i sjøene er regnet inn i estimatet) Scenario 1 Scenario 2 Scenario 3 Scenario 4 Scenario 5 Scenario 6 Scenario 7 Scenario 8 Bjørkelangsjøen Hemnessjøen Skulerudsjøen Rødnessjøen Øymarksjøen Aremarksjøen Aspern Femsjøen Vurdering av realiserbarhet av miljømålene Tallene i Tabell 21 indikerer at det antakelig ikke er mulig å nå miljømålene for Bjørkelangsjøen / Skulerudsjøen, og derigjennom heller ikke målene for Vanndirektivet med de scenarioene som er satt opp i tiltaksplanen. Enda større reduksjoner fra landbruket vil antakelig kreve mer av landbrukssektoren enn det som er mulig med dagens virkemidler. Ytterligere tiltak kan være; Fangdammer i scenarioene er det ikke tatt inn mulige reduksjoner som kan oppnås gjennom flere fangdammer. Det er allikevel ikke sannsynlig at dette alene er tilstrekkelig. Landskapets utforming inviterer ikke til bygging av mange fangdammer, da de fleste bekkene gjennom jordbrukslandskapet har store vannmengder fra utmarksarealer. Her må en derfor antakelig lete etter muligheter for mindre anlegg med sedimentasjonskammere før det går i bekken. Dette vil antakelig være noe mer arealkrevende enn tradisjonelle fangdammer. Grøfterensing om det er mulig å få til en kostnadseffektiv grøfterensing er usikkert, da det er bare bygget noen få anlegg, og man har lite erfaring med slike anlegg. Kumdammer og utbedring av hydrotekniske anlegg vil kunne gi en reduksjon fra bakkeplanerte arealer og bekkelukninger. Det er ikke gjort beregninger som kan kvantifisere effekter av dette, men for enkelte anlegg kan dette være svært viktig å gjennomføre. Grasproduksjon økt grasproduksjon vil igjen måtte gi økt husdyrproduksjon. For å få til økt grasproduksjon må det antakelig defineres nye insentiver og virkemidler i landbruksforvaltningen. 2.8 Kostnadseffektivitet ved landbrukstiltak Kostnadsvurderinger er tatt med der det foreligger kunnskap om dokumenterte effekter og kostnader av tiltak. For disse tiltakene er det gjort et anslag av kostnadseffektivitet, dvs. kostnad pr. enhet redusert tilførsel av fosfor (oppgitt i norske kroner (NOK)/kg P). For de tiltak der en slik dokumentasjon ikke foreligger, eller der tiltaket ikke ventes å medføre noen kostnad, er det i stedet gitt en mer generell vurdering av de økonomiske aspekter ved tiltaket i forhold til forventet effekt. Borch. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 24

25 For jordbruk er det bare beregnet kostnadseffektivitet for endret jordarbeiding og redusert fosfornivå. Det er et hovedfokus på erosjon og da er endret jordarbeiding det viktigste tiltaket. Samspilleffekter mellom tiltak vil virke inn på kostnadseffektiviteten. Det er i denne vurderingen tatt utgangspunktet i at tiltakene gjennomføres som enkelttiltak. Vurderingene er i høy grad basert på rapport fra NILF 1997 (Framstad og Stalleland, 1997). Det er et sterkt behov for bedre kostnadsstudier ved tiltakene i landbruket. På den annen side er det knapt rimeligere tiltak enn de som kan gjøres i landbruket. Ut i fra et samfunnsmessig kostnadsperspektiv bør en derfor gjøre det som er mulig innenfor landbrukssektoren Redusert fosfornivå Det foreligger ikke dokumenterte kostnader ved redusert gjødsling som tiltak for å redusere total fosforbelastning i et nedbørfelt for norske forhold. Kostnader ved dette tiltaket vil variere betydelig avhengig av jordas fosfortilstand, type vekst og eventuell avlingsnedgang ved redusert gjødsling. På kornarealer er det liten risiko for avlingsnedgang ved tilnærmet null-gjødsling ned til P-AL (jfr. anbefalinger og gjødslingsnormer). Derfor vil tiltaket på disse arealene være forbundet med liten eller tilnærmet ingen kostnad. På mer intensive produksjoner som f.eks. grønnsaksarealer vil P-AL nivået måtte ligge noe høyere for at det ikke skal være noe kostnad. Denne typen produksjoner er det svært lite av i nedbørfeltet (0,8%), og i denne sammenhengen kan det ses bort i fra. Dette tiltaket vil derfor ha en kostnadseffektivitet målt som kostnad pr kilo lik 0 kr Miljøtilpasset jordarbeiding Flere faktorer må vurderes ved kostnader i forbindelse med miljøtilpasset jordarbeiding: Økt eller redusert behov for arbeidskraft Investering i ny redskap (med mulig unntak av en overgang fra høstpløying til vårpløying). Økt sprøytebehov (særlig ved direktesåing). Maskinkostnader (dvs. kostnader knyttet til bruk av traktor) Mulig redusert avling Alle faktorer vil variere avhengig av hvilken metode som benyttes. For eksempel kan en overgang fra jordarbeiding om høsten til våren føre til lavere arbeidsinnsats, men verdien av arbeid er høyere om våren pga. høyere behov for arbeidskraft. I tillegg vil økt tidsforbruk om våren kunne føre til rettidskostnader. Det er stor variasjon i kostnadseffektivitet ved endret jordarbeiding. En sammenligning er gjort av Fyhri og Garnes (2004) fra perioden som illustrerer den bedriftsøkonomiske lønnsomhet ved tre ulike dyrkingssystem. system med harving før såing system med høstpløying system med direktesåing System med harving før såing kom best ut av de tre systemene både før og etter tilskudd. System med direktesåing kom dårligst ut, noe som delvis skyldes svært stort tresketap for rybsen i System med høstpløying og system med harving før såing er følgelig mest sammenliknbare med tanke på økonomisk resultat. Tilskuddsordningene er svært avgjørende for det totale resultatet, spesielt for system med harving før såing og system med direktesåing der overvintring i stubb og dyrking av fangvekster er mulig. Tallene indikerer at man både før og etter tilskudd vil tape noe ved omlegging fra høstpløying til direktesåing, mens man vil få en økonomisk gevinst ved omlegging fra høstpløying til harving før såing. Det vil altså i følge resultatene fra denne undersøkelsen ikke innebære noen kostnad å endre jordarbeiding fra høstpløying til harving før såing. Borch et al. Bioforsk rapport vol. 3 nr Side 25