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

Vedlegg 2 Bioforsk Rapport Vol. 3 Nr. 121 2008 Tilførselsberegninger fra bakgrunnsavrenning, landbruk og spredt avløp. Tiltak for landbruksforurensingen i S Haldenvassdraget FORELØPIG RAPPORT Håkon Borch, Stein Turtumøygard www.bioforsk.no

Hovedkontor Frederik A. Dahls vei 20, 1432 Ås Tel.: 03 246 Fax: 63 0092 10 post@bioforsk.no Bioforsk Jord og miljø Frederik A. Dahls vei 20 1432 Ås Tlf: 03 246 Faks: 63 00 94 10 jord@bioforsk.no 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.: 01.10.2008 Åpen 2110487 Rapport nr.: ISBN-nr.: Antall sider: Antall vedlegg: (3) 121 2008 978-82-17-00418-9 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

Forord Ås den 01.10.2008 Kommentar: Scenario 8 skal vurderes på nytt Borch. Bioforsk rapport vol. 3 nr 121 2008 Side 4

Innhold 1. Innledning...6 1.1 Beskrivelse av området...6 1.1.1 Nedbørfeltet... 6 2. Kildebasert forurensingsregnskap...9 2.1 Biotilgjenglighet...9 2.2 Naturlig bakgrunnsavrenning og atmosfærisk deposisjon...9 2.3 Spredt avløp... 10 2.4 Tilførsler fra Jordbruksavrenning... 11 2.4.1 Modellering av scenarioer av endrede driftsfordelinger og forurensingbegrensende tiltak... 13 2.4.2 Resultater fra kjøring av modellen AGRICAT-P... 14 2.5 Fosforgjødsling i landbruket PAL nivåer i jordsmonn... 19 2.5.1 Redusert gjødsling som vassdragstiltak... 20 2.6 Retensjon i de store sjøene... 22 2.6.1 Akkumulert avrenning til de store sjøene... 22 2.7 Vurdering av realiserbarhet av miljømålene... 24 2.8 Kostnadseffektivitet ved landbrukstiltak... 24 2.8.1 Redusert fosfornivå... 25 2.8.2 Endret jordarbeiding... 25 2.9 Oppsummering, vurderinger av tiltak, rangering iht kostnadseffektivitet... 27 Konklusjon...28 3. Referanser...29 Vedlegg 1: Erosjonsformer, modellering...30 3.1 Erosjonsformer og -prosesser... 30 3.2 AGRICAT-P modellen... 31 Vedlegg 2: Om rensetiltak i landbruket...32 3.2.1 Permanente vegetasjonssoner... 32 3.2.2 Fangdammer... 33 3.2.3 Leca-filter for grøftevann... 33 3.2.4 Tiltak i bekkeløpet... 34 3.2.5 Avskjæringsgrøfter og inntakskummer... 35 Borch et al. Bioforsk rapport vol. 3 nr 121 2008 Side 5

1. Innledning 1.1 Beskrivelse av området 1.1.1 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 1850-70 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 121 2008 Side 6

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 121 2008 Side 7

Tabell 1. Oversikt over delnedbørfeltene i Haldenvassdraget. Nr. Nedbørfelt Felt areal (daa) Jordbruksareal (daa) Naturlig bakgrunnsavrenning fra jordbruksarealene P (kg) Nr. Oppsummerings-enheter 1 001-22-R / Bekkefelt Floen 46 085 590 1 Alt oppstrøms utløp av 7 Bjørkelangsjøen 2 001-24-R / Bekkefelt Svensjøen 9 016 654 1 Alt oppstrøms utløp av 8 Bjørkelangsjøen 3 001-28-R / Bekkefelt Tævsjøen 14 496 1 Alt oppstrøms utløp av 0 Bjørkelangsjøen 4 001-25-R / Bekkefelt ved Aurskog 69 827 21553 1 Alt oppstrøms utløp av 259 Bjørkelangsjøen 5 001-23-R / Bekkefelt Busåsen 47 261 2926 1 Alt oppstrøms utløp av 35 Bjørkelangsjøen 6 001-29-R / EIDSBEKKEN 17 743 415 1 Alt oppstrøms utløp av 5 Bjørkelangsjøen 7 001-26-R-a / Bekkefelt 74 243 14985 1 Alt oppstrøms utløp av 180 Bjørkelangen Bjørkelangsjøen 8 001-26-R-b / Bekkefelt 86 496 20595 2 Utløp Bjørkelangsjøen til 247 Bjørkelangen samløp med Hemneselva 9 001-31-R / Bekkefelt Tunsjøen 10 869 13 0 3 Hemneselva 10 001-32-R / HAFSTEINELVA 57 131 7751 93 3 Hemneselva 11 001-9.R / Bekkefelt Øgdern 90 123 14544 175 3 Hemneselva 12 001-34-R / Hemneselva 12 746 4750 57 3 Hemneselva 13 001-6-R / Bekkefelt Setten 248 196 3641 4 Samløp Bjørkelangelv og 44 Hemneselv til Fylkesgrense 14 001-33-R / Merma 15 002 1605 4 Samløp Bjørkelangelv og 19 Hemneselv til Fylkesgrense 15 001-11-R-a / Rødnessjøen øvre 30 682 3480 4 Samløp Bjørkelangelv og 42 Hemneselv til Fylkesgrense 16 001-39-R / Ubestasta bekker ved 2 743 74 5 Fylkesgrensen til Ørje 1 Rødnessjøen nord 17 001-35-R / Bekkefelt ved store 45 453 1650 5 Fylkesgrensen til Ørje 20 Risen 18 001-11-R-b / Rødnessjøen nedre 130 219 20274 243 5 Fylkesgrensen til Ørje 19 001-13-R / ELV FRA GJØLSJØEN 12 161 809 10 5 Fylkesgrensen til Ørje 20 001-12-R / Bekker til Gjølsjøen 15 802 3673 44 6 Ørje til femsjøutløp 21 001-41-R / ELV FRA GJØLSJØEN 1 710 997 12 6 Ørje til femsjøutløp 22 001-14-R / Bekkefelt Ara og 203 076 17491 6 Ørje til femsjøutløp 210 Øymarksjøen 23 001-48-R / Meieribekken 24 377 2094 25 6 Ørje til femsjøutløp 24 001-43-R / Melbyelva 15 187 2649 32 6 Ørje til femsjøutløp 25 001-17-R / Små bekker til Aspern 18 368 1562 19 6 Ørje til femsjøutløp 26 001-7-R / Del av Aspern, Stenselva 142 807 1661 6 Ørje til femsjøutløp 20 til Femsjøen 27 001-15-R / Øvre del av Rjørelva 20 139 0 6 Ørje til femsjøutløp 28 001-16-R / RJØRELVA 24 815 2681 32 6 Ørje til femsjøutløp 29 001-8-R / Rødselva/Fisma med 66 484 2874 6 Ørje til femsjøutløp 34 flere 30 001-18-R / Asakbekken 9 047 2374 28 6 Ørje til femsjøutløp 31 001-51-R / Tista 14 505 1808 22 7 Iddefjorden 32 001-3-R / Bekkefelt til Iddefjorden 26 292 2258 27 7 Iddefjorden 33 001-52-R / Iddebekkene 22 058 6703 80 7 Iddefjorden 34 001-4-R / REMMENBEKKEN 21 489 6572 79 7 Iddefjorden 35 001-5-R / Unnebergbekken 29 343 7349 88 7 Iddefjorden Sum Haldenvassdraget 1 675 987 183056 2197 Borch. Bioforsk rapport vol. 3 nr 121 2008 Side 8

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 10-20 mg/m2/år. Under marin grense -lite erosjonsutsatt 8-12. 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 121 2008 Side 9

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 9 932 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 1 763 194 247 Utløp Bjørkelangsjøen til samløp med Hemneselva 645 71 55 Hemneselva 951 105 247 Samløp Bjørkelangelv og Hemneselv til Fylkesgrense 1 702 187 457 Fylkesgrensen til Ørje 1 171 129 324 Ørje til femsjøutløp 3 012 331 950 Iddefjorden 688 76 317 Sum hele Haldenvassdraget 9 932 1093 2 597 2.3 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 30. 9.2008. 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 4923. 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 121 2008 Side 10

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 976 1108 140,7 Utløp Bjørkelangsjøen til samløp Hemneselva 426 498 57,9 Hemneselva 591 636.4 82,2 Samløp Bjørkelangelva og Hemneselva 481 491.4 61,1 Fylkesgrensen til Ørje 658 431.8 74,9 Ørje til utløp Femsjøen 1027 617.9 120,9 Iddefjorden 377 358.4 55,5 SUM 4536 4142 593 2.3.1 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 38 600 000,- 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 121 2008 Side 11

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) 1 70 000 2000 7 200 bolig. Jordhauginfiltrasjon (både gråvann og svartvann) 1 120 000 2000 10 800 bolig. Filterbedanlegg (våtmarksfilter) 1 bolig. 175 000 3900 16 800 Biologisk/kjemisk minirenseanlegg, klasse 1, 1 bolig. 95 000 5400 12 400 Tett tank til WC, gråvann til biofilter, 1 bolig. 120 000 7000 15 800 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. 160 000 3500 3800 260 000 3500 5700 360 000 4900 7850 225 000 8000 6150 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) 3925 38,6 9837 90 % 3140 38,6 12 297 2.4 Tilførsler fra Jordbruksavrenning Haldenvassdraget har med sine 183 000 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. 17000 svin og over 600 000 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 121 2008 Side 12

Tabell 7: Driftsfordeling i jordbruket i 2007. Faktdrift Areal (daa) % Eng 21 132 daa 10,9% Høstkorn direktesådd 204 daa 0,1% Høstkorn m/høstharving 8 959 daa 4,6% Høstkorn med pløying 32 044 daa 16,3% Høstpløyd 39 394 daa 20,2% Lett høstharving 9 553 daa 4,9% Løk og rotgrønnsaker 1 541 daa 0,8% Permanent beiteeng/vegetasjonsdekke eller ute av drift 1 553 daa 0,8% Potet 194 daa 0,1% Stubb + vårpløying 80 181 daa 41,3% 2.4.1 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; 1. 100% 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 20-40 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 121 2008 Side 13

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 20-40 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. 2.4.2 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 2.6.1. I figur 2 er fordelingen mellom overflateavrenningen og grøfteavrenningen estimert for de ulike scenariene. Borch. Bioforsk rapport vol. 3 nr 121 2008 Side 14

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 121 2008 Side 15

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 4802 116,8 2566 62,4 2237 Bjørkelangsjøen Utløp Bjørkelangsjøen 2871 139,4 1542 74,9 1329 til samløp med Hemneselva Hemneselva 3964 146,5 2246 83 1718 Samløp Bjørkelangelv 1090 125 544 62,3 546 og Hemneselv til Fylkesgrense Fylkesgrensen til Ørje 3374 147,9 1871 82 1503 Ørje til femsjøutløp 4209 110,6 2558 67,2 1650 Iddefjorden 2060 83,4 1233 49,9 827 Hele nedbørfeltet 22 370 120,8 12 560 68,8 9810 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 4802 116,8 2468 60 2334 Bjørkelangsjøen Utløp Bjørkelangsjøen 2871 139,4 1461 70,9 1410 til samløp med Hemneselva Hemneselva 3964 146,5 2069 76,5 1895 Samløp Bjørkelangelv 1090 125 516 59,1 574 og Hemneselv til Fylkesgrense Fylkesgrensen til Ørje 3374 147,9 1687 74 1687 Ørje til femsjøutløp 4209 110,6 2299 60,4 1910 Iddefjorden 2060 83,4 1068 43,2 992 Hele nedbørfeltet 22 370 124,3 11 568 63,4 10 802 Borch. Bioforsk rapport vol. 3 nr 121 2008 Side 16

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 4802 116,8 3664 89,1 Bjørkelangsjøen 1138 Utløp Bjørkelangsjøen 2871 139,4 2051 99,6 til samløp med 820 Hemneselva Hemneselva 3964 146,5 2809 103,8 1155 Samløp Bjørkelangelv og Hemneselv til 1090 125 764 87,6 326 Fylkesgrense Fylkesgrensen til Ørje 3374 147,9 2324 101,9 1050 Ørje til femsjøutløp 4209 110,6 3184 83,7 1025 Iddefjorden 2060 83,4 1482 60 578 Hele nedbørfeltet 22 370 124,3 16 278 89,4 6092 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 4802 116,8 2972 72,3 Bjørkelangsjøen 1830 Utløp Bjørkelangsjøen til 2871 139,4 1710 83,1 samløp med Hemneselva 1161 Hemneselva 3964 146,5 2445 90,3 1519 Samløp Bjørkelangelv og Hemneselv til 1090 125 628 72 462 Fylkesgrense Fylkesgrensen til Ørje 3374 147,9 2112 92,6 1262 Ørje til femsjøutløp 4209 110,6 2930 77 1279 Iddefjorden 2060 83,4 1439 58,3 621 Hele nedbørfeltet 22 370 124,3 14 236 77,9 8134 Borch et al. Bioforsk rapport vol. 3 nr 121 2008 Side 17

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 4802 116,8 2880 70 av Bjørkelangsjøen 1922 Utløp 2871 139,4 1637 79,5 Bjørkelangsjøen til samløp med 1234 Hemneselva Hemneselva 3964 146,5 2248 83,1 1716 Samløp Bjørkelangelv og Hemneselv til 1090 125 603 69,1 487 Fylkesgrense Fylkesgrensen til Ørje 3374 147,9 1903 83,4 1471 Ørje til femsjøutløp 4209 110,6 2634 69,2 1575 Iddefjorden 2060 83,4 1254 50,8 806 Hele nedbørfeltet 22 370 124,3 13 159 72,2 9211 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 4802 116,8 4278 104 524 av Bjørkelangsjøen Utløp 2871 139,4 2504 121,6 367 Bjørkelangsjøen til samløp med Hemneselva Hemneselva 3964 146,5 3513 129,8 451 Samløp 1090 125 948 108,7 142 Bjørkelangelv og Hemneselv til Fylkesgrense Fylkesgrensen til 3374 147,9 2952 129,4 422 Ørje Ørje til femsjøutløp 4209 110,6 3835 100,8 374 Iddefjorden 2060 83,4 1873 75,8 187 Hele nedbørfeltet 22 370 124,3 19 903 110,0 2467 Borch. Bioforsk rapport vol. 3 nr 121 2008 Side 18

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 4802 116,8 4522 110 Bjørkelangsjøen 280 Utløp Bjørkelangsjøen 2871 139,4 2737 132,9 til samløp med 134 Hemneselva Hemneselva 3964 146,5 3839 141,9 125 Samløp Bjørkelangelv og Hemneselv til 1090 125 979 112,2 111 Fylkesgrense Fylkesgrensen til Ørje 3374 147,9 3283 143,9 91 Ørje til femsjøutløp 4209 110,6 4256 111,8-47 Iddefjorden 2060 83,4 2037 82,5 23 Hele nedbørfeltet 22 370 124,3 21 653 119,3 717 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 4802 116,8 2898 70,5 1904 Utløp Bjørkelangsjøen til samløp med 2871 139,4 1679 81,5 1192 Hemneselva Hemneselva 3964 146,5 2453 90,7 1511 Samløp Bjørkelangelv og Hemneselv til 1090 125 617 70,8 473 Fylkesgrense Fylkesgrensen til Ørje 3374 147,9 2595 113,8 779 Ørje til femsjøutløp 4209 110,6 3622 95,2 587 Iddefjorden 2060 83,4 1703 69 357 Hele nedbørfeltet 22 370 124,3 15 567 84,5 6803 2.5 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 1960-1985 (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 121 2008 Side 19

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. 2.5.1 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 2000-2007 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 20-30 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 121 2008 Side 20

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 10-15 8-12 15-20 12-15 >20 >15 Borch et al. Bioforsk rapport vol. 3 nr 121 2008 Side 21

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% 2.6.1 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 2008. Miljømålet for Haldenvassdraget (elver, innsjøer og kystvann) er at det skal være god økologisk og kjemisk tilstand innen 2015. 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 121 2008 Side 22

Tabell 19: Kalsium (Ca) konsentrasjoner i 2007. 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 2007. 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 7516 7 516 6247 2 136 3 065 46 37-25% Hemnessjøen 1932 1 932 1744 879-184 15 20 25% Skulerudsjøen 11089 16 985 8655 7 476 6 559 36 27-32% Rødnessjøen 5026 19 060 4129 9 322 2 686 21 18-19% Øymarksjøen 2136* 12 672 1497* 9 644-528 15 Aremarksjøen 2136* 9 729 1497* 10 127-1 969 12 Aspern 2136* 8 695 1497* 10 223-2 721 11 Femsjøen 2136* 8 023 1497* 10 870-4 176 9 10 13% Iddefjorden 4227 9 205 8 631 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 2.4.2 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 121 2008 Side 23

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 2.4.1. 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 848 780 1 608 1 129 1 065 2 033 2 202 1 078 Hemnessjøen -472-491 -411-451 -472-335 -300-450 Skulerudsjøen 1 031 766 2 637 1 604 1 339 3 984 4 559 1 532 Rødnessjøen -1 408-1 656-270 -958-1 220 822 1 323-218 Øymarksjøen -3 312-3 499-2 536-2 986-3 188-1 784-1 421-2 268 Aremarksjøen -4 218-4 388-3 590-3 936-4 122-2 973-2 657-3 142 Aspern -4 618-4 777-4 086-4 364-4 540-3 558-3 273-3 515 Femsjøen -5 695-5 834-5 268-5 480-5 635-4 840-4 598-4 668 2.7 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 121 2008 Side 24

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. 2.8.1 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 10-15 (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. 2.8.2 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 2000-2003 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 2002. 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 121 2008 Side 25