From Anders Borgens List of Publications

Vend tilbage til:./ Return to:


13. januar 1999

Økologisk jordbrugsreform

Vurdering af miljøeffekterne ved jordbrugsproduktion

af Anders Borgen, KVL, og Christian Ege, CASA.



Indhold

Indledning

Pesticidforbrug

Pesticider i grundvand

Pesticider i overfladevand

Pesticiders ozonnedbrydende effekt

Pesticider med østrogeneffekt

Pesticider i økologisk produktion

Svovl

Kobbermidler

Kvælstoftab

Nitrat i grundvand

Denitrifikation

Kvælstoftab fra økologiske brug

Biologiske forskelle

Massebalancer

Nitratudvaskning

Økonomisk incitament for miljøvenlig drift

Konklusion - kvælstof

Fosfor

Miljøeffekt

Økologisk jordbrug

Vandforbrug

Energiforbrug

Energiregnskab for økologisk jordbrug

Syreregn og kalkforbrug

Forringelse af naturindholdet

Biodiversitet i økologisk jordbrug

Global fødevareforsyning

Husdyretik og husdyr velfærd

Samlet konklusion vedr. miljøeffekter

Er konventionel drift rentabel, når man indregner miljøomkostningerne?

Interaktioner mellem miljøbelastende tiltag

Alternativer til den økologiske løsningsmodel på landbrugets miljøproblemer



Indledning

Vi er i dette notat blevet bedt om at give en vurdering af miljøeffekterne ved den aktuelle landbrugsproduktion, og om konsekvenserne ved omlægning til økologisk drift. Emner som arbejdsmiljø og sundhed for mennesker indgår ikke i arbejdet, idet det behandles andre steder i SID-projektet.

Dansk landbrug har traditionelt haft en væsentlig økonomisk betydning for det danske samfund. Mange interesser har derfor været involveret i at påvirke opinionens opfattelse af bivirkningerne ved landbrugsproduktionen. Det er derfor et sprængfarligt emne at give en vurdering af, idet man risikerer at blive beskyldt for enten at forsøge at tegne et skønmaleri af naturen i landet, eller skade dansk landbrugseksport ved at male fanden på væggen.

I denne situation har vi søgt den gyldne middelvej, hvor vi på den ene side forsøger at give et dækkende billede af de reelle miljømæssige problemer, der er ved landbrugsproduktionen, men samtidig unlader at gøre problemerne større end de er. Vi har således forsøgt at holde os til de problemer, der er veldokumenterede, eller vi har forsøgt at understrege, at emnet ikke er dokumenteret. Endvidere har vi forsøgt at holde os til litterære kilder, der nyder almindelig anerkendelse. Hovedparten af de oplysninger, vi bygger vore vurderinger på, er således ministerielle papirer fra landbrugsministeriet, miljøministeriet eller Danmarks Statistik, samt så vidt det har været muligt videnskabeligt dokumenterede undersøgelser.

Vi har ikke lavet en økonomisk analyse af miljøbelastningen. Det forekommer umuligt at værdisætte lærkesang eller drivhuseffekt. I stedet har vi ved regneeksempler forsøgt at anskueliggøre nogle størrelsesordener af nogle af emnerne. De skal altså ikke opfattes som en beregning, der kan afgøre om et givet miljøproblem er en økonomisk fordel for samfundet, men skal blot tjene til illustration af, at miljøproblemer ikke er uden økonomiske omkostninger.

Vi er i arbejdet kommet til den konklusion, at landbrugsproduktionen, som den fremstår i dag, medfører en betydelig belastning for miljøet, som i flere tilfælde ikke synes at stå i forhold til de fordele, som samfundet nyder at belastningen.

En omlægning til økologisk landbrugsdrift vil på mange, men ikke alle, områder bevirke en mærkbar nedgang i miljøbelastningen. Det vurderes således, at anvendelsen af pesticider og niveauet af gødningstildelingen i det konventionelle jordbrug er de væsentligste belastninger af miljøet, og at overgang til økologisk drift især på pesticidområdet, men også på det kvælstofområdet vil betyde en forbedring. Med hensyn til energiforbrug er forskellene antageligt mindre, mens der ikke synes at være forskelle i f.eks. vandforbruget i de to dyrkningssystemer.



Pesticidforbrug

Op gennem dette århundrede er anvendelsen af pesticider til bekæmpelse af skadegørere blevet stadig mere udbredt. Det er vanskeligt at forestille sig, at udbringelse af naturfremmede kemiske forbindelser, der er specielt udviklet til at bekæmpe udvalgte biologiske organismer kan gøres uden at det vil belaste miljøet. Som det fremgår af det følgende, har dette også været tilfældet.

For at begrænse de negative miljøeffekter af det fortsat stigende pesticidforbrug vedtog Folketinget i 1986 en handlingsplan for nedsættelse af pesticidforbruget. Det blev vedtaget, at forbruget skulle reduceres med 25% inden 1990 og med yderlligere 25% inden 1997 i forhold til gennemsnitsforbruget i perioden 1981-1985. Reduktionen skulle ske målt såvel i tons aktivt stof som i behandlingshyppigheden (se afsnittet "Lovgivning og handlingsplaner"). Spørgsmålet om opgørelsesmetoden er vigtig, idet der sker en overgang til stadigt mere effektive pesticider, som bruges i lavere doser. Derfor opfyldes målsætningen vedrørende tons aktivt stof så at sige automatisk, uden at miljøet nødvendigvis får det bedre af det. Behandlingshyppigheden er derimod udtryk for den mængde, der udspredes sat i forhold til den dosis, der skal til for at opnå en given effekt. Den udtrykker, hvor mange gange det samlede landbrugsareal kunne sprøjtes med den faktisk anvendte mængde, hvis der anvendes den dosis pr. hektar, som anbefales af fabrikanten. Behandlingshyppigheden udtrykker således bedre det behandlingsmæssige tryk, der er på jorden og miljøet.





Figur 1-2: Udviklingen i landbrugets brug af pesticider 1974-93















Miljøstyrelsens kurver























I 1990 vurderede Miljøministeriet opnåelsen af målene i Handlingplan for nedsættelse af forbruget af bekæmpelsesmidler. For forbruget af aktivt stof var der i 1990 sket en reduktion tæt på 25% sammenlignet med 1985, hvorimod behandlingshyppigheden ikke var reduceret (Miljøstyrelsen 1990a) se figur. I 1992 var status følgende: Forbruget af aktivtstof lå på 4566 t, og behandlingshyppigheden på 2,73. Målet er at nå ned på 3.487 t aktivstof og en behandlingshyppighed på 1,34 i 1997. Medmindre der indføres mere virksomme styringsmidler - f.eks. højere afgifter på pesticider samt en langt højere andel af økologisk drift - er der intet, der tyder på, at man vil kunne opfylde pesticidhandlingsplanens mål i 1997 m.h.t. det behandlingsmæssige tryk, d.v.s. behandligshyppigheden.

Det skal bemærkes, at Miljøstyrelsen pr. maj 95 endnu ikke havde beregnet behandlingshyppigheden for 1994. Agrokemisk Forening har udgivet en opgørelse, men her er behandlingshyppigheden beregnet efter en simplere metode, hvor færre pesticider indgår. Derfor er den ikke medtaget her.



Pesticider i grundvand

En del af pesticiderne, der anvendes til marksprøjtning, vil lande på jorden, og kan herfra føres med vandet ned i jorden og ende i grundvandet. Hvor stor en del, der udvaskes, vil afhænge af midlets mobilitet i vand, jordens beskaffenhed og midlets nedbrydningstid. Med en dosering af et pesticid på 3 kg/ha kræves der, at 99,993% nedbrydes, fordamper eller fastholdes i jorden for at grundvandet overholder de gældende grænseværdiser for drikkevand. Hvor stor en del af de nuværende pesticider, der kan overholde dette er usikkert. Eksempelvis har lysimeterforsøg vist, at mellem 15 og 25% den Mechlorprop, der udsprøjtes til bekæmpelse af ukrudt i vinterhvede om efteråret i denne dosering vil udvaskes i løbet af vinteren (Miljøstyrelsen 1994a).

Man har længe vidst, at pesticider kunne udvaskes til grundvandet. Der er i udlandet allerede i 1960'erne og 1970'erne fundet pesticidrester i grundvandet, men det var den almindelige opfattelse, at disse forureninger måtte skyldes uheld og punktforurening, og at det altså ikke skyldtes almindelig anvendelse af midlerne (Forslund 1987).

Først i slutningen af 1980'erne førte det stigende antal fund af pesticidrester i udenlandske grundvandsundersøgelser til øget opmærksomhed omkring problemet.

I en rapport til EFs ministerråd blev det i 1991 vurderet, hvor meget pesticid, man kunne forvente i grundvandet, når man modelberegnede på baggrund af udvaskningsrisikoen af de aktuelt anvendte pesticider i de forskellige EF-lande i forhold til jordtyperne. Det fremgår af disse beregninger, at Danmark er et af de områder i EF, hvor risikoen for pesticidforurening af grundvandet er størst. På Sjælland, Fyn, Bornholm og i Østjylland, Thy og Salling kunne man i disse beregninger forvente en samlet pesticidkoncentration i jordvandet på over 5µg/l. Det øvrige Jylland kunne forvente en koncentration mellem 0,5 og 5µg/l (RIVM/RIZA 1991).

Først i 1994 gik det for alvor op for befolkningen, at anvendelsen af pesticider truer med at forgifte det daglige drikkevand, og først herefter blev der taget politiske initiativer til at forstærke insatsen med at begrænse risikoen.

I Danmark er der hidtil blevet undersøgt for 8 pesticid-aktivstoffer i grundvandet, hvilket svarer til ca. 1/30 af de godkendte pesticider i Danmark. I vandværkernes råvand har man i 2450 prøver fundet rester af de 8 pesticider i 12,4%. I Miljøministeriets overvågningsprogram, som søger at beskrive tilstanden i det danske grundvand som helhed, er der fundet pesticidrester i 9%. (DGU 1994).

De 8 udvalgte pesticider er ikke tilfældigt valgt, men repræsenterer nogle udbredt anvendte ukrudtsmidler med stor mobilitet i jordvæsken. Man kan derfor ikke umiddelbart konkludere, at den reelle pesticidforurening er 30 gange større, blot fordi man kun har undersøgt for 1/30 af pesticiderne. Omvendt er de fund, der er gjort fundet i drikkevand, der er 20-30 år gammelt, og altså faldt som regnevand på markerne i en periode, hvor pesticidforbruget var lavere end det er i dag.

Der er derfor næppe tvivl om, at andelen af grundvandsprøver med påvist pesticidindhold vil stige, efterhånden som antallet af aktivstoffer i overvågningsprogrammet stiger o g efterhånden som det aktuelle pesticidforbrug når grundvandsmagasinerne. Man har nu besluttet at udvide programmet til at omfatte flere midler, men der forligger endnu ikke resultater af disse undersøgelser.

Som det også fremgik af modelberegningerne, er de lerede jorde i Østdanmark mere udsat for pesticidforurening end de sandede jorde i Vestdanmark. Dette skyldes, at mange pesticider er svært nedbrydelige under iltfrie forhold. Under nedsivningen i lerjord, hvor iltindholdet er mindre end i sandjorde, foregår der således kun begrænset nedbrydning. For nitrat er det omvendt (se herom senere). Den type af pesticider, der ikke nedbrydes under iltfrie forhold, f.eks. phenoxysyrer (hormonmidler), findes derfor sjældent i nitratforurenet grundvand (DGU 1994).

Indholdet af pesticider i grundvand relateres ofte til den grænseværdi, som er fastlagt for drikkevand. Grænseværdien er på 0,1 µg/l for hvert enkelt pesticid. 3% af prøverne i overvågningsprogrammet overskrider denne grænse for et eller flere pesticider. Man kan, og man har, diskuteret om dette er meget eller lidt. Det har dels været fremhævet, at 0,1 µg/l er en meget lav grænseværdi for drikkevand, bl.a. set i lyset af, at grænseværdien for fødevarer er langt højere, og disse overskrides med nogenlunde samme frekvens. Bidraget af pesticider i drikkevandet udgør derfor kun en forsvindende del af den mængde pesticider, vi indtager. Men hidtil har den danske politik været, at pesticider er uønskede i grundvandet, og at det er muligt at undgå dem. Derfor fastholdes den lave grænseværdi. Man har envidere haft en grænseværdi på 0,5 µg/l for den samlede mængde af pesticider i drikkevand. Denne grænseværdi er nu ophævet med et direktiv fra EU.

I dette afsnit, som primært handler om miljøkonsekvenserne af landbrugsproduktionen vil vi i vurderingen af grundvandets pesticidindhold tage udgangspunkt i, hvilken miljøeffekt pesticidindholdet i grundvandet har snarere end i, hvilken effekt det har på menneskers sundhed.

Pesticider er udviklet til at bekæmpe forskellige organismer i naturen, f.eks. svampe, insekter og planter. Disse organismer er langt mere følsomme overfor pesticider, end mennesker er. En række pesticider kan derfor have en miljøeffekt på følsomme organismer i koncentrationer, der er langt lavere, end menneskers følsomhed. For at belyse organismers påvirkelighed bruger man bl.a. den såkaldte NOEC-værdi. NOEC betyder "No Observed Effect Concentration" altså den koncentration, hvor man ikke længere kan se nogen effect på en given organisme ved et givet eksperiment. Pyretroider, som er en meget anvendt pesticidgruppe til insektbekæmpelse har derfor meget lave NOEC-værdier overfor mange leddyr. Eksempelvis har pyretroidet Marvik 2F en NOEC-værdi på 0,021 µg/l, når det måles på dafniers reproduktion. Et andet pyretroid cypermetrin (Cambush) kender man ikke NOEC men det er akut giftigt overfor dafnier ved 0,009µg/l (EU 1995). På samme måde er planter meget følsomme overfor ukrudtsmidler. Eksempelvis har ureaherbicidet Glean en NOEC-værdi på 0,04 µg/l, når det måles på andemad (Du Pont 1991) og Atrazin er akut giftigt overfor visse alger i en koncentration på 0,1 µg/l (EU 1995). Grænseværdien for drikkevand på 0,1 µg/l er således ikke en grænseværdi, der sikrer mod miljømæssige konsekvenser, hvis drikkevandet slipper ud i naturen.

NOEC-værdier har den begrænsning, at de kun er kendt for de organismer, der er undersøgt, og kun under de forhold, der forekom i det eksperiment, der fastsatte værdien. Der er således ingen garanti for, at ikke andre organismer kan være følsomme ved lavere doser, eller at der kan forekomme langtidseffekter, som ikke kom til udtryk i det gennemførte eksperiment. Endvidere er det ukendt, hvordan lavere doser af flere forskellige pesticider indvirker på hinanden. NOEC-værdien har ikke som grænseværdien for drikkevand en sikkerhedsfaktor, der tager højte for disse ting. Der er således ingen garanti for, at der ikke kan forekomme en miljømæssig effekt selv om NOEC-værdien overholdes. Alligevel vil NOEC-værdien for den mest følsomme undersøgte organisme være en god rettesnor for pesticidets indflydelse på vandets miljømæssige renhed.





Pesticider i overfladevand

Der er endnu kun udført meget få undersøgelser om pesticidindholdet i regnvand, søer og åer i Danmark. De foreløbige undersøgelser viser dog, at regnvandet kan indeholde pesticider i mængder og hyppigheder, som svarer til indholdet i grundvandet. I nogle prøver var indholdet af pesticider 3½-4 gange højere end de retningsgivende normer for drikkevand på 0,1 µg/l (Kirknel og Felding 1995).

Man må altså regne med, at vandet i de naturligt forekommende vandressourser lejlighedsvis har et pesticidindhold, der overskrider de retningsgivende normer for drikkevand, enten vandet kommer fra regnvand eller fra udtrængende grundvand. Det er derfor relevant at stille spørgsmålet, om dette pesticidindhold i overfladevandet har negativ effekt på miljøet. Foreløbige undersøgelser viser, at NOEC-værdien for følsomme organismer for nogle pesticider overskrides i overfladevand, og at det derfor kan påvirke organismer i miljøet (Torstensson 1995).



Pesticider med ozonnedbrydende effekt

Ozonlaget i stratosfæren, som beskytter naturen og herunder også mennesker mod ultraviolet stråling, kan nedbrydes af visse stoffer. Det er især lavmolekylære halogenerede kulstofforbindelser med langsom nedbrydning i atmosfæren.

Et af de mest potente ozonnedbrydende midler er methylbromid, som bl.a. anvendes til desinfektion af jord især i tomatgartnerier. Det vurderes, at methylbromid alene tidligere stod for mellem 5-10% af den totale ozonnedbrydning i verden (UNEP 1992). På kort sigt (5 år) virker methylbromid 10-20 gange så kraftigt på nedbrydningen af ozonlaget, som CFC (freon), men Methylbromid har en forholdsvis kort levetid i atmosfæren sammenlignet med CFC, typisk kun 1-2 år. På længere sigt virker methylbromid derfor kun med en faktor 0,6 sammenlignet med CFC (NASA 1994).

85% af forbruget af forbruget af methylbromid er gået til jordinfektion. I de sidste år er forbruget i Danmark faldet kraftigt fra 32 tons i 1992 til 12 tons i 1994. Brugen af methylbromid til jorddesinfektion forbydes i Danmark fra 1996, og til de øvrige anvendelsesområder som f.eks. skadedyrksbekæmpelse i møllerier, forbydes brugen i 1998.

Vi har i forbindelse med udarbejdelsen af dette notat ikke fundet dokumentation for, at der i stratosfæren findes andre pesticider med væsentlig effekt på nedbrydningen af ozonlaget.



Pesticider med østrogeneffekt

Det er for tiden meget omtalt, at mænds sædkvalitet er omtrent halveret i de sidste 50 år, og at antallet af brystkræfttilfælde, tilfælde af testikkelkræft og antallet af drengebørn født med misdannede kønsdele er steget i samme periode. Lignende udviklingstendenser ses i naturen. Denne type af sundheds- og miljøskader tilskrives den del af de syntetiske stoffer, som vi omgiver os med, som har østrogenlignende virkning i organismen, og som derfor griber forstyrrende ind i kroppens egen hormonbalance.

En lang række af pesticiderne i landbruget har hormonlignende egenskaber, og det er derfor nærliggende at undersøge, om disse har effekt på menneskers sundhed. En Hollandsk undersøgelse (de Cock et al 1994) har således vist, at den tid det tager, fra et par ønsker at få børn, og til kvinden rent faktisk bliver gravid, er direkte afhængig af, i hvilken grad manden arbejder med pesticider, også når der anvendes de anbefalede beskyttelsesdragter og andet sikkerhedsudstyr. Tiden indtil graviditet er desuden væsentligt længere i sprøjtesæsonen end udenfor sprøjtesæsonen.

En dansk undersøgelse (Abell et al 1994) viser, at aktive medlemmer af Landsforeningen Økologisk Jordbrug har en sædkvalitet, der er ca. dobbelt så høj, som andre danskere. Om dette skyldes indtagelse af økologisk mad, om det skyldes arbejdsmiljø eller andre forhold er ikke beskrevet, og kan næppe konkluderes på det foreliggende grundlag.

Ikke kun pesticider, men også en række af de øvrige syntetiske stoffer, vi omgiver os med, har østrogen effekt. Det gælder bl.a. blødgøringsmidler til plastik (phtalater).

Det er vanskeligt i naturen at påvise hvilke enkeltstoffer, der er årsag til en given miljøskade. Det gælder i særlig grad på dette område, hvor det er tale om en generel påvirkning over lang tid, og sandsynligvis af mange stoffer samtidig. Samtidig er vi stadig påvirket af bl.a. DDT og andre stoffer, som man med sikkerhed ved har lignende effekter. DDT kommer til os dels med atmosfæren fra andre lande både i og udenfor EU, hvor det stadig bruges og dels fra dansk producerede fødevarer dyrket på arealer, hvor der stadig er et højt niveau fra tidligere anvendelse. Det er derfor ikke muligt at kvantificere miljøeffekten af den aktuelle danske anvendelse af landbrugspesticider med østrogeneffekt. Sikkert er det dog, at en lang række af de pesticider, der anvendes i landbruget i dag, har østrogenlignende effekt, og at dette påvirker sundheden i mennesker og i naturen.



Pesticider i økologisk produktion

I økologisk produktion er anvendelsen af kemiske plantebeskyttelsesmidler meget begrænset. Alle problemer ved pesticidanvendelsen er således løst ved overgang til økologisk drift efter de gældende regler. Der er dog visse undtagelser, idet kobbersadavæske og sprøjtesvovl under visse betingelser kan anvendes.

Svovl

Det er ifølge reglerne for økologisk jordbrug tilladt af sprøjte med svovl i frugtplantager for at bekæmpe visse svampesygdomme bl.a. æbleskurv. Når man har betragtet dette som nødvendigt skyldes det, at omlægningen af en frugtplantage til økologisk dyrkning vil være en meget dyr proces, hvis det indebærer, at alle træer skal fældes og erstattes af resistente sorter. Holdningen i de økologiske jordbrugsmiljøer er, at svovl på længere sigt er en uønsket behandlingsform, men man har altså hidtil tilladt midlet.

Svovl er et næringsstof, hvis kemiske egenskaber på nogle punkter minder om kvælstof. Det udvaskes således til grundvandet, hvor det naturlige indhold i forvejen er meget højt. Et eventuelt yderligere bidrag fra sprøjtning er således forsvindende.

I konventionelt jordbrug anvendes sprøjtesvovl meget sjældent som svampebekæmpelsesmiddel, da der findes billigere og mere potente midler på markedet. Derimod anvendes det som svovlgødningsmiddel, idet man får en højere virkningsgrad af svovlet ved sprøjtning end ved traditionel udbringning af kunstgødning.

Negative miljøeffekter af svovlbehandlinger må primært forventes i nærmiljøet af frugtplantagen, da svovlet jo i den form det anvendes, er fungitoxisk. Det må derfor forventes at have negativ indflydelse på svampefloraen på planterne i frugtplantagen og i jorden og dermed på den biologiske omsætning.

Kobbermidler

Det fremgår af reglerne for autorisation af økologiske jordbrugere, at der under visse omstændigheder kan anvendes kobber til bekæmpelse af svampesygdomme i frugtplantager. Imidlertid er kobbermidler ikke længere tilladt efter den almindelige kemikalielovgivning, hvorfor reglen ikke har praktisk betydning i Danmark. Landsforeningen Økologisk Jordbrug (1994b) har desuden tidligere tilladt kobbermidler på dispensation, hvilket kun er givet i sjældne tilfælde (LØJ 1988-1995).

Kobbermidler kan dog være benyttet i produktionen af udenlandske økologiske produkter, ikke kun i frugtavlen, men også i f.eks. tomatproduktionen, hvor den anvendes til bekæmpelse af kartoffelskimmel især i middelhavsområdet.

Kobber findes naturligt i større eller mindre mængder i alle jordtyper. Ved tilførsel af kobber til jorden kan kobberet ophobes heri, og herfra optages i planter. Får, som er meget følsomme for kobberforgiftninger, kan således i visse jorde vise symptomer på kobberforgiftninger, hvilket især sker i forbindelse med græsning på arealer, der har været gødet med konventionelt svinegylle, da der anvendes store mængder kobber som fodertilskud i slagtesvineproduktionen. En lignende effekt kan forventes fra marker, hvor der har været sprøjtet intensivt med kobbermidler gennem længere tid, f.eks. i sydeuropæiske vinmarker. Som for svovlets vedkommende må man desuden forvente en negativ indflydelse på svampefloraen i de behandlede arealer.



Kvælstoftab

Der er i perioden fra 50'erne til midten af 80'erne sket en stærk stigning i landbrugets forbrug af kvælstofgødning, se figur 4. Den stærke stigning i kvælstoftildelingen er ikke proportional med stigningen i planternes kvælstofoptagelse. Der tildeles således totalt set mere end dobbelt så meget kvælstof, som der fraføres med de høstede afgrøder, se figur 3.

Danmark har i europæisk målestok et meget højt forbrug af kvælstofgødning, idet det målt pr. arealenhed kun overgås af Holland. På grund af forskelle i jordbundsforholdende viser modelberegninger, at risikoen for kvælstofudvaskning til grundvandet er større i Danmark end i Holland. Dette kommer også til udtryk i aktuelle fund af nitratforurenet grundvand i de respektive lande (RIVM/RIZA 1991).

En stor del af kvælstofgødningen ender i vandløb, søer og havområder i form af nitrat. Denne vil her sammen med fosfat fremme algevæksten. Når algerne dør, opstår iltsvind ved deres nedbrydning. Der har været en stående diskussion om, hvorvidt nitrat eller fosfat er den udløsende faktor for øget algevækst - man taler om den begrænsende faktor. Det har stor politisk betydning, idet hovedparten af nitraten kommer fra landbruget, mens hovedparten af fosfaten kommer fra byerne, dvs. industri og husholdninger. Der er almindelig enighed blandt fagfolk om, at fosfat er den begrænsende faktor i mange søer, vandløb og kystnære farvande, mens nitrat er den begrænsende faktor i det mere åbne hav, f.eks. i Kattegat og Østersøen. Dermed bærer landbrugets udledninger hovedansvaret for iltsvindet i det åbne hav.







Figur 3: Dansk kvælstofregnskab. Sidste halvdel af 80'erne. Tal fra Landbrugsministeriet 1991
Tilførsel 1.000 tons N Bortførsel 1.000 tons N
Handelsgødning 380 Høstede afgrøder 360
Husdyrgødning 330 Tab 445
Biologisk N-fix. 30
Atmosfærisk deposition 60
Slam m.m. 5
Ialt 805 805






Figur 4: Forbruget af handels- og husdyrgødning 1950-1990. (Landbrugsministeriet 1991)











Løst ark























I løbet af 80'erne blev det klart, at der var omfattende problemer med iltsvind i de åbne havområder, se figur 5, og i efteråret 86 brød det politiske stormvejr løs, da der viste sig, at hummere døde af iltmangel ved bunden af Kattegat. I modsætning til, hvad der ofte er blevet fremført i pressen, var det imidlertid ikke en pludselig panikreaktion, men blot kulminationen på længere tids undersøgelser og bekymring. En milepæl var således den såkaldte Miljøstyrelsens NPO-rapport fra 1984, der påviste, at det var nødvendigt at gribe ind bl.a. over for landbrugets stigende forbrug af kvælstofgødning, hvis man skulle bremse det voksende problem med iltsvind. Men det var først iltsvindet i 1986, der vendte stemningen og førte til handling i form af vandmiljøplanen, se afsnit om lovgivning.

Figur 5: Målinger af iltindhold i havene omkring Danmark 1975-92 (fra Miljøstyrelsen 1993).







indikator 94 s. 37, højre





















De danske vandløb er generelt i en dårlig tilstand. En undersøgelse fra det Europæiske Miljøagentur i 1994 viste, at de danske vandløb var blandt de mest forurenede i Europa. Det er opgjort, at kun omkring 40% af vandløbene opfylder den målsætning mht. dyre- og planteliv, som er sat for de enkelte vandløb (Miljøstyrelsen 1993). Selv om der er lavet spildevandsrensning i alle byer og industrier, er tilstanden i mange vandløb ikke forbedret. Det skyldes dels landbrugets forurening og den manglende spildevandsrensning fra den spredte bebyggelse, dels vandløbenes dårlige fysiske forhold, dvs. at de har et for ensartet forløb.

Tilsvarende er de fleste søers tilstand også ringe. Amterne har således påvist, at vandet i 58% af søerne er meget uklart med sigtedybde på under 1 m. Kun omkring 30% af søerne opfylder målsætningen (Miljøstyrelsen 1993).



Nitrat i grundvand

Kvælstof, der ikke ved høst af afgrøderne er fjernet fra markerne, vil ved biologiske processer kunne omdannes til nitrat, som er meget mobil i jordvæsken. Ved nedbøroverskud, som i Danmark forekommer i efteråret og vinteren, vil nitraten følge med jordvandet ned i grundvandet. Passerer jordvandet under nedsivningen gennem iltfrie forhold vil en del af nitraten denitrificere ( se herom senere). I modsat fald er der risiko for, at nitraten ender i de grundvandsmagasiner, som anvendes til drikkevand. Her giver nitrater to typer af sundhedsmæssige problemer, dels kan høje koncentrationer være farlige for spædbørn, idet det kan fremkalde iltmangel, dels kan nitrat omdannes til nitrit i organismen, og nitrit er mistænkt for at kunne fremkalde kræft i mave/tarmsystemet. Af sundhedsmæssige hensyn har man fastsat en vejledende grænseværdi på 25 mg nitrat/l drikkevand og en bindende grænse på 50 mg/l.

Grundvandet står i forbindelse med søer og åer. Da bl.a. mange alger kan have kraftig vækst ved langt lavere nitratindhold end grænseværdierne for drikkevand har grundvandets nitratindhold i høj grad også miljømæssig betydning. For at begrænse algevækst i de recipienter, som spildevand udledes i, har man sat en grænse på 8 mg/l ved udledning fra offentlige rensningsanlæg.

En væsentlig del af drikkevandsforsyningen er forurenet med nitrat, specielt de mindre dybe boringer på landet ved de lette jorde, dvs. at problemet er størst i Midt-, Nord- og Vestjylland. I de øvre grundvandsmagasiner er det gennemsnitlige nitratindhold på 40-50 mg/l Miljøstyrelsen 1994b, altså over den vejledende og meget tæt på den bindende grænseværdi. Indholdet i de øvre grundvandsmagasiner har i mange år ligget på et konstant højt niveau i Midt-, Vest- og Nordjylland, mens det i Østjylland og på øerne ligger på et lavere niveau, men er fortsat stigende.

På de lerede jorde er problemet mindre, idet en stor del af nitraten omdannes (denitrificerer) på vej ned gennem de iltfrie forhold i lerlagene (miljøstyrelsen 1993). Men omfanget af denne omdannelse er ikke afklaret, bl.a fordi der kan være sprækker i lerlagene. Miljøstyrelsen siger således, at i områder, hvor grundvandet ikke med sikkerhed vides at være godt beskyttet mod nitrat, bør det sikres, at nitratindholdet i det vand, der forlader planternes rodzone, ikke overskrider 50 mg nitrat/l (Miljøstyrelsen 1994c). Det forventes, at problemet med nitrat i drikkevand generelt vil brede sig de kommende år, idet vi endnu ikke fuldtud har set resultaterne af den øgede kvælstofudvaskning gennem de sidste 20-30 år. Det gennemsnitlige indhold af nitrat i dansk grundvand er steget voldsomt i perioden 1940-90, se figur 6. Drikkevandets alder kan måles ved indholdet af tritium, og det drikkevand vi drikker i dag vurderes på den baggrund at have forladt rodzonen for i gennemsnit 20-30 år siden.



Figur 6: Gennemsnitligt indhold af

nitrat i dansk grundvand, der ligger

dybere end 10 m under terræn, 1940-90 (Jensen 1991)



































Der er i 1990'erne en gennemsnitlig kvælstofudvaskning på 80 kg N/ha landbrugsjord årligt (Skov- og Naturstyrelsen 1993). Resultaterne fra overvågningsprogrammet tilknyttet vandmiljøhandlingsplanen viser, at landbruget langt fra opfylder kravet om halvering af kvælstofudvaskningen. Udvaskningen skal nedsættes med ca. 100.000 t mere, for at halveringskravet kan nås inden år 2000 (Skov- og Naturstyrelsen 1993). Det gennemsnitlige handelsgødningsforbrug i 1992/93 tilfører 121 kg kvælstof pr. ha og 10 kg fosfor pr. ha (Danmarks Statestik 1994). Denne mængde handelsgødning tilføres udelukkende på konventionelle brug.



Denitrifikation

Under iltfrie forhold kan anaerobe bakterier bruge nitrat som iltkilde, og dermed omdanne nitraten til nitrøse gasser. Det drejer sig især om lattergas (NO2) eller frit kvælstof N2. Lattergassen virker i atmosfæren som en kraftig drivhusgas. Omkring 10% at temperaturstigningen tilskrives det stigende lattergasindhold i atmosfæren. Efter en gennemsnitlig opholdstid i atmosfæren på 150 år, vil lattergassen videre denitrificere til enten frit kvælstof, eller til andre nitrogenforbindelser, der enten ved tørdeposition eller i form af syreregn vil medvirke til eutrofieringen, med mindre depositionen sker på landbrugsjord i vækstsæsonen. På denne måde tilføres der årligt ca 20 kg kvælstof til dansk landbrugsjord, hvoraf en del skyldes naturligt dannede kvælstofforbindelser, der dannes i bl.a. tordenvejr.

Denitrifikation kan således ikke siges at byde på en endelig løsning på problemet med kvælstofudvaskning, idet det primært virker ved at en del af problemet flyttes fra vandet til atmosfæren. Dette gælder principielt også for rensning af spildevand, der også fungerer ved denitrifikation.

Ved genopretning af vådområder langs vandløb og søbredder vil kvælstof udvasket fra højereliggende arealer kunne denitrificere, inden det når vandløbet. Ved dette tiltag nedsættes udvaskningen ikke, men de negative miljøeffekter nedsættes, eller flyttes. Dette er utvivlsomt en miljømæssig forbedring i forhold til urenset udledning af nitratholdigt vand i vandløbet, men det bør ikke ske på bekostning af indsatsen for at begrænse selve udvaskningen. Her, som i så mange andre sammenhænge, er det bedre at forebygge end at helbrede.

Heller ikke for den del af det udvaskede kvælstof, der denitrificerer til frit kvælstof (N2) kan denitrifikation siges at være en endelig løsning på udvaskningsproblematikken. Ved fremstillingen af kvælstof forbruges store mængder energi (se senere). Ved denitrifikation vil denne investering af energi tabes. Også af denne grund bør man undgå denitrifikation, da det repræsenterer et tab i energiregnskabet.

Kvælstoftab fra økologiske brug

Kvælstof til økologisk jordbrug må ikke komme fra handelsgødning. Kvælstofforsyningen i økologisk jordbrug baseres derfor primært på biologisk fixering især fra bælgplanter. Desuden tilføres kvælstof fra atmosfærisk nedfald, indkøb af foder, såsæd og husdyrgødning fra andre bedrifter. Husdyrgødning, der er produceret på konventionelle husdyrbrug, må maximalt udgøre 25% af de retningsgivende kvælstofgødningsnormer for afgrøderne.

Det har vist sig, at de økologiske landmænd, sikkert af principielle grunde, ikke i praksis udnytter de muligheder, som reglerne giver for at indkøbe husdyrgødning fra andre bedrifter. Det vurderes, at de økologiske jordbrugere i gennemsnit gødsker med 30-40% af afgrødernes retningsgivende kvælstofnormer, også når der tages hensyn til anvendelsen af kvælstoffixerende planter (Strukturdirektoratet 1995).

Den anderledes kvælstofforsyning i økologisk jordbrug indebærer væsentlige forskelle i dyrkningspraksis og miljøeffekter i de to dyrkningssystemer.

Biologiske forskelle

Kvælstof i handelsgødning forekommer i vandopløselig, og dermed plantetilgængelig form. Dette er en kemisk meget aktiv forbindelse, som virker kraftigt ind på de levende organismer i jorden. Er kvælstofindholdet i jorden højere end det naturlige niveau, vil de luksusoptage kvælstof og afhængig af deres tolerance udvikle forskellige forgiftningssymptomer.

Kvælstof findes fra naturens hånd kun i små mængder i vandopløselig form, og for en række organismer, bl.a. de fleste planter er kvælstof derfor fra naturens hånd en vækstbegrænsende faktor. Når kvælstof derfor er til stede, vil planterne prioritere udnyttelsen af kvælstoffet meget højt, hvilket påvirker andre dele af plantens udvikling. Planter, der er gødet med letopløselige kvælstofforbindelser, har således et generelt lavere indhold af de naturligt forekommende sekundære planteindholdsstoffer (Doll et al 1994). Disse sekundære metabolitter er bl.a. medvirkende til at give planten smag, og indgår desuden i plantens immunforsvar. Det er således kendt, at der er en direkte sammenhæng mellem kornplanters modtagelighed for bladlus og plantesygdommen meldug, og mængden af vandopløseligt kvælstof, der er anvendt som gødning (Jensen og Munk 1993).

I et dyrkningssystem, hvor man har meget begrænsede muligheder for at bekæmpe sygdomme og skadedyr har anvendelsen af kvælstof i plantetilgængelig form derfor uheldige bivirkninger, som gør den uønsket. Anvendes kvælstofgødninger i ikke plantetilgængelig form, hvilket sker ved f.eks. udnyttelse af planterester fra en forudgående afgrøde eller i tungt omsættelig husdyrgødning, vil planterne udnytte kvælstoffet efterhånden som det organiske materiale bliver biologisk nedbrudt, og kvælstoffet dermed bliver frigivet. Herved mindskes bivirkningerne ved anvendelsen af de letopløselige kvælstofforbindelser, men det indebærer også afgørende ulemper. Hvis nedbrydningen foregår langsommere end planternes udvikling, opstår der kvælstof mangel, hvilket har stor negativ indflydelse på udbyttet. For at sikre tilstrækkelig kvælstofforsyning er det nødvendigt hele tiden at have en stor organisk pulje i jorden, der gradvist kan frigive kvælstofforbindelser.

Ved permanent at have en stor organisk pulje i jorden øges risikoen for, at kvælstof frigives i perioder, hvor planterne ikke er i stand til at optage kvælstoffet. Hvis dette foregår i perioder med overskudsnedbør er der derfor risiko for udvaskning af kvælstof. For at undgå kvælstofudvaskning og den kvælstofmangel, som efterfølgende vil opstå, er det derfor nødvendigt hele tiden at have plantevækst på marken i de perioder, hvor der frigives næringsstoffer.

Massebalancer

I det konventionelle dyrkningssystem tilføres årligt omkring 800.000 tons kvælstof heraf knap halvdelen i form af handelsgødning. Ca. 360.000 tons kvælstof var at genfinde i de høstede afgrøder, mens resten forsvandt som udvaskning, ammoniakfordampning m.m.

Der er ikke opstillet en tilsvarende massebalance for økologisk jordbrug, men Statens Husdyrbrugsforsøg har beregnet en massebalance for nogle enkeltbedrifter og sammenlignet dem med tilsvarende konventionelle brug. Se figur 7.

Figur 7. Kvælstof massebalance i kg N/ha for dansk landbrug som helhed, sammenlignet med nogle konventionelle henholdsvis økologiske kvægbrug.
Dansk landbrug konv. kvægbrug øko.kvægbrug Øko-brug

Holland

Økobrug. Tyskland
Kilde Danmarks statestik (1995) Kristensen og Kristensen (1992) Kristensen og Kristensen (1992) van der Werf et al 1995 Wittenborn 1990
antal brug 77.000 3
DE/ha 1,2 1,5 1,1 1,25
Foder 72 77 39 42,3 26
husdyrgødning 0 0 9 3,7 0
kunstgødning 134 161 0 0 0
atmosfære (inkl. N-fix. 30 50 108 78,6 97
input i alt 236 288 156 120,9 123
salg 67 47 32 38,0 34
overskud/tab 169 240 124 82,9 89






Den største forskel i systemerne er, at den totale mængde kvælstof, der passerer gennem systemet er langt mindre i de økologiske brug. Samtidig er udnyttelsen af kvælstoffet langt bedre, hvilket betyder, at det samlede kvælstoftab/kvælstofoverskud pr. arealenhed fra systemet er mindre. Til gengæld er kvælstofindholdet i de høstede afgrøder mindre, men dette ændrer dog ikke afgørende ved kvælstofudnyttelsen pr. produceret enhed. Også Miljøstyrelsen konkluderer på grundlag af Statens Husdyrbrugsforsøg, at økologiske jordbrug har en bedre kvælstofbalance end sammenlignelige konventionelle, idet gødskningsniveauet er lavere og kvælstofudnyttelsen højere (Miljøstyrelsen 1994c). For kvægbedrifternes vedkommende fremgår det lavere kvælstofoverskud i økologiske bedrifter af figur 8. Det skal dog bemærkes, at kvælstofoverskuddet her ses som en funktion af antallet af dyreenheder pr. ha. Dermed er der ikke taget højde for, om der "importeres" gylle fra andre bedrifter.

Af de forskellige forureninger, som et kvælstoftab kan medføre (f.eks. nitratudvaskning, ammoniakfordampning, denitrifikation etc.) er nitratudvaskningen nok den, der har haft den største bevågenhed i de offentlige medier og fra politikerside.

Figur 8: Kvælstofoverskud som funktion af belægningsgrad ved konventionel ( ) og økologisk ( ) drift. Kilde: Analyse af kvælstofoverskud og -effektivitet på økologiske og konventionelle kvægbrug, Foulum 1992.































øko-jordbrug s. 12











Nitratudvaskning

Nitratudvaskningen fra økologisk jordbrug er aldrig i Danmark blevet undersøgt sammenlignet med konventionelt jordbrug. Det er derfor ikke muligt at fremkomme med præcise tal for nitratudvaskningen fra danske økologiske landbrug.

Kvadratnetsundersøgelserne er registreringer over mængden af vandopløseligt kvælstof i de øvre jordlag udenfor vækstsæsonnen (kaldet N-min), som foretages over hele landet, og bruges til at forudsige effekten af vinternedbøren på behovet for tilførsel af kvælstof. I kvadratnetsundersøgelserne, se figur 9, indgår også en række økologiske kvæggårde.



Figur 9: Kvadratnetsundersøgelsens resultater om kvælstofinholdet i jordvandet i økologisk og konventionelt dyrkede arealer. Gennemsnit fra vintrene 1987/88-1989/90 (fra Eriksen et al 1995).

Økologisk Konventionel
Antal brug 13 608
brug med lerjord 80% 63%
Netto nedbør 226 mm 420 mm
Kvælstof i jordvand 19,8 mg/l 15,9 mg/l






Som forventeligt ligger kvælstofniveauet i jorden på de økologiske bedrifter forholdsvis højt, idet det netop er et af principperne i den økologiske kvælstofforsyning at lade planterne blive forsynet fra frigivet kvælstof fra jorden. Til sammenligning ligger konventionelle planteavlsbrug lavt i disse undersøgelser, da det netop her er princippet at tildele mest muligt i vandopløselig form, hvorfor hovedparten af kvælstoffet vil være enten optaget i planter eller udvasket.

Resultaterne fra kvadratnetsundersøgelserne kan bruges til at forudsige, hvor risikoen for udvaskning er størst indenfor sammenlignelige undersøgelser, f.eks. samme bedrift, samme jordtype m.m. Undersøgelsen kan derimod ikke bruges til at sammenligne risikoen for nitratudvaskning mellem systemer med forskellig kvælstofdynamik. Dette skyldes, at undersøgelsen ikke undersøger mængden, der udvaskes, men kun mængden af kvælstof i jorden. Om dette kvælstof optages i planter, udvaskes eller indgår i humusopbygning kan ikke konkluderes. Eksempelvis vil kvælstofindholdet normalt være højere i lerjord end i sandjord, fordi kvælstoffet i sandjord på måletidspunktet i vid udstrækning allerede vil være udvasket. Omvendt vil et højt kvælstofindhold i ens jorde med samme nettonedbør alt andet lige betyde en større risiko for udvaskning. Om det højere kvælstofindhold i de økologiske jorde end i de konventionelle er udtryk for en stor udvaskningsrisiko, eller det er udtryk for, at der i måleperioden har været en lavere udvaskning er vanskeligt at konkludere på det foreliggende grundlag.

Tidligere blev kvadratnetsundersøgelsen i vid udstrækning brugt som den eneste kilde til beskrivelse af kvælstofproblematikken i økologisk sammenlignet med konventionelt jordbrug, og der blev anvendt den fortolkning, at det højere kvælstofindhold i de økologiske marker var udtryk for stor kvælstofudvaskning. Eksempelvis er dette tilfældet i Landbrugsministeriets redegørelse om bæredygtigt landbrug fra 1991.

I dag vurderes udvaskningsproblematikken mere nuanceret ud fra flere undersøgelser og fortolkningen af resultaterne er sjældent helt så firkantede som tidligere. I en rapport fra Statens Planteavlsforsøg (Eriksen et al 1995) konkluderes det således om tallene fra kvadratnettet, at "Det forholdsvis lille antal økologiske brug, ujævn fordeling på sandjord og lerjord, forskelle i afgrødefordeling og i særdeleshed den meget store forskel i nettonedbøren gør, at en sammenligning af udvaskningen i de økologiske brug og de konventionelle brug er problematisk".

For at kunne forudsige noget om nitratudvaskning, må man inddrage viden om sædskiftet på den enkelte mark kombineret med viden om det samlede kvælstoftab fra bedriften. Ud fra disse oplysninger kan man estimere, hvor i systemet kvælstoftabet forsvinder hen, og hvor stor en del heraf, der ender som udvaskning.

En anden måde at undersøge nitratudvaskningen er at måle den direkte i f.eks. drænvandet. Dette er bl.a. gjort i en nederlandsk undersøgelse. I undersøgelsen indgik en økologisk gård med følgende sædskifte: 3 års kløvergræs, kartoffel, vinterhvede, vinterbyg, 1. års kløvergræs, 2. års kløvergræs/roer, ærter, havre. Den økologiske gård blev sammenlignet med en konventionel og en integreret gård med følgende sædskifte: Kartoffel, ærter/løg/gulerod, roer og vinterhvede. Et uddrag af resultaterne fremgår af tabellen:

mineralsk N Organisk N Tilført N, total Nitrat mg/l 1982/3 Nitrat mg/l 1984-6
konventionel 14,0 7,5 21,5 22,1 12,4
integreret 6,0 12,5 18,5 15,1 12,2
økologisk 0 11,5 11,5 6,7 5,0






Man skal være meget varsom med at konkludere for meget ud fra en undersøgelse med så sparsomme oplysninger inkluderende kun én økologisk bedrift. Der er således ikke estimeret biologisk N-fixering eller nitrattab pr. produceret enhed. Målingerne er taget i afvandingsgrøfterne, hvor man ikke kender den totale vandmængde. Man har derfor ikke sikkerhed for, at de målte forskelle i koncentration af nitrat afspejler en tilsvarende forskel i den totale mængde tabt nitrat. Man har derfor principielt det samme problem med fortolkning af resultaterne som ved kvadratnetsundersøgelsen. Lignende forskelle og med lignende problemer med konklusionen fremgår af en amerikansk undersøgelse fra starten af 1970'erne (Koepf 1973).

I en tysk undersøgelse (Brandhuber og Hege 1992) er det nedsivende vand i 1,5 meters dybde målt i forskellige dyrkningssystemer. Uddrag af resultaterne fremgår af figur ????. Det fremgår af undersøgelsen, at nitratindholdet i 1,5 meters dybde som gennemsnit er markant lavere i økologisk jordbrug, men også, som det også kommer til udtryk i kvadratnetsundersøgelsen, at nitratindholdet svinger fra mark til mark. Gennemsnittet i de økologiske marker på 27 mg NO3/l dækker således over en variation fra 9 til 51 mg NO3/l. Ved dårlig håndtering af kvælstofressourcerne i økologiske jordbrug er det således muligt at forsage en betydelig kvælstofudvaskning i nogle marker.

Figur XX. Tysk undersøgelse af kvælstofudvaskningen fra forskellige dyrkningssystemer. (Brandhuber og Hege 1992)
antal marker Husdyrtæthed mg Nitrat pr. liter i 1,5 meters dybde
Konventionel husdyrbrug 53 1,7 79
Konventionel planteavl 25 0 42
Økologisk landbrug 15 1,0 27
Vedvarende græs 6 1,9 16








Da kvælstofhåndteringen i økologisk jordbrug på mange punkter ligner kvælstofhåndteringen i dansk landbrug anno 1940 m.h.t. kvælstofkilder, husdyrbestand, sædskifte m.v., og vor viden om kvælstofhåndtering er blevet forøget og implementeret (forårsudbringning af husdyrgødning, timing af omsætning af organisk materiale) er det vanskeligt at argumentere for, at kvælstofudvaskningen fra økologisk jordbrug skulle være væsentligt større end den var i dansk landbrug som helhed i 1940'erne. Da udvaskningen fra landbruget er steget meget kraftigt siden 1940'erne, er det derfor sandsynligt, at overgang til økologisk jordbrug vil modvirke denne udviklingstendens. Samtidigt er det vanskeligt at forklare, hvor kvælstoffet skulle komme fra, hvis økologisk jordbrug skulle have en lige så stor udvaskning som konventionelt jordbrug. Som det fremgår af alle massebalancer er inputtet af kvælstof til økologisk jordbrug langt mindre, og outputtet (udbytter i mark og stald) kun i begrænset omfang mindre.

Hvis udvaskningen, som kun er en blandt mange poster på tabssiden, skulle være lige så stort som i konventionelt jordbrug, så kan det derfor kun forklares ved, at de øvrige poster på tabssiden (ammoniakfordampning, denitrifikation m.v.), er tilsvarende mindre. Der er aldrig ført argumentatation for denne påstand. Det må derfor konkluderes, at de relativt høje værdier for potentiel udvaskning fra økologisk jordbrug i kvadratnetsundersøgelsen skyldes metodiske problemer med at tolke fra N-min indholdet i jorden til den forventede udvaskning, og at det derfor ikke på denne baggrund kan konkluderes, at der skulle være en stor risiko for udvaskning af kvælstof i økologisk jordbrug -tværtimod.



Økonomisk incitament for miljøvenlig drift

Man må erkende, at det store tab fra landbruget primært skyldes, at det i princippet er muligt at tilføre ubegrænsede kvælstofmængder til marken. Grænsen for, hvor meget kvælstof der kan tilføres, afgøres af planternes evne til at modstå forgiftninger (lejesæd, sygdomsmodtagelighed m.m.) og prisen på kvælstofgødning. Dette er også retningsgivende for fastsættelse af de retningsgivende kvælstofnormer, som danner grundlaget for udarbejdelsen af gødningsregnskab. Den tilførte kvælstofmængde begrænses ikke af risikoen for kvælstoftab.

I det økologiske system begrænses kvælstoftilførslen af bælgplanternes evne til at forsyne sig selv med kvælstof, samt muligheden for at tilføre gødning fra anden bedrift. Kvælstoffixeringen begrænses i bælgplanteafgrøderne af mængden af kvælstof i jorden, da fixeringen af kvælstof nedsættes, hvis der er kvælstof til rådighed i jorden. På bedriften som helhed begrænses kvælstoffixeringen desuden af, hvor stor en del af sædskiftet, der af hensyn til sædskiftesygdomme kan indeholde bælgplanter.

I det økologiske system vil kvælstof normalt være den primære udbyttebegrænsende faktor i de ikke kvælstoffixerende afgrøder. Et tab af kvælstof vil således normalt være uerstatteligt, og dermed betyde et udbyttetab i den efterfølgende afgrøde, med mindre denne er en bælgplanteafgrøde. Den økologiske landmand har således en økonomisk pisk over nakken, der tvinger ham til at økonomisere mest muligt med sin kvælstofpulje.

Taber en konventionel landmand f.eks. 50 kg kvælstof pr. hektar p.g.a. udvaskning, må han den efterfølgende vækstsæson erstatte dette tab ved indkøb af 50 kg kvælstofgødning ekstra. Med en kvælstofpris på 4,- kr pr. kg koster dette tab altså den konventionelle landmand 200,- kr./ha.

Taber en økologisk landmand 50 kg kvælstof pr. hektar p.g.a. udvaskning kan det ikke erstattes med kunstgødning, og han må derfor forvente et udbyttetab på 500 kg korn det følgende år (Fællesudvalget 1991). Med en kornpris på 2,50 kr pr. kg mister han altså 1250,- kr./ha. Den økologiske landmand har således et langt større økonomisk incitament til at økonomisere mest muligt med de tilrådighed værende kvælstofmidler.

Konklusion - kvælstof

I økologisk jordbrug anvendes ikke mineralsk kvælstof, men til gengæld er anvendelsen af kvælstoffixerende planter mere udbredt. Den totale mængde af tilført kvælstof til bedriften er mindre i økologisk jordbrug, og udnyttelsen af kvælstoffet er bedre både i forhold til den tilførte mængde og i forhold til den producerede mængde afgrøde. Dette betyder, at den totale mængde kvælstof tabt fra det økologiske system er væsentligt mindre.

Det er ikke muligt på det foreliggende grundlag muligt at konkludere, om det aktuelle kvælstoftab fra det økologiske system fordeler sig på samme måde mellem udvaskning, ammoniakfordampning, denitrifikation m.m. som i konventionelt landbrug. Der er dog ikke noget umiddelbart, der tyder på, at der skulle være forskel i den retning.



Fosfor

Danske landbrug tilfører omkring 40.000 tons fosfor i form af kunstgødning og ca 60.000 tons i form af husdyrgødning. De høstede afgrøder indeholder ca 60.000 tons. Der er således en overgødskning i dansk landbrug på ca 40.000 tons årligt. Hovedparten af denne overgødskning forventes at immobilisere og dermed ophobes i jorden svarende til ca 15 kg pr hektar pr. år. På denne baggrund vurderes det, at der i dansk landbrugsjord er ophobet mellem 500 og 1000 kg fosfor som følge af overgødskning. Kun en ringe del af denne fosfor (1-2 kg/ha/år) udvaskes eller forsvinder ved jordfygning.

Der er erfaring for, at fosfor bindes meget hårdt i jorden, hvorfor den ikke er umiddelbart tilgængelig for planterne. Immobiliseret fosfor skal derfor i konventionelt jordbrug erstattes af plantetilgængeligt fosfor. Dette skyldes bl.a., at betingelserne for udvikling af mykorrhizasvampe er ringere p.g.a. pesticidanvendelsen, bl.a. bejdsemidler. Mykorrhiza-svampe er svampe, der lever symbiotisk med de fleste planter, og hvis betydning for planten primært er optagelse af næringsstoffer med lav mobilitet, herunder især fosfor.

Overgødskningen med fosfor skyldes primært en dårlig fordeling af husdyrgødningen, idet fosforindholdet i husdyrgødningen ville være i stand til at erstatte det fosfor, der bortføres med afgrøderne. Den dårlige regionale fordeling af husdyrene kombineret med den frie adgang til at erstatte fosfor-immobilisering og -bortførsel med kunstgødning er således hovedårsagen til den skæve fosforbalance i dansk landbrug.

Miljøeffekt

Fosforgødninger indeholder cadmium, der er et planteoptageligt tungmetal. Gødskningen med fosfor medfører et cadmium-bidrag på 10 tons pr. år. Fosfor er en begrænset ressource. De kendte fosforressourcer forventes at strække til 50-200 år.

Ophobning af fosfor i jord medfører en i praksis permanent ændring i vækstbetingelserne for f.eks. vilde planter. Det er således principielt ikke muligt at genskabe en vild flora på arealer, der er blevet tilført mere fosfor, end der er bortført, idet mange vilde planter påvirkes af jorden mineralindhold. Dette er f.eks. vist i Jydelejet ved Møns Klint, hvor en overdrevs-vegetation er forsøgt etableret på arealer, hvor der siden 1960 ikke er tilført gødning ud over den, som kommer fra de græssende dyr på arealet. Den vilde vegetation på disse arealer er stadig kategorisk forskellig fra de permanente overdrev, der ligger få meter væk, og som aldrig er blevet gødet med mere, end der er bortført. Jordbrundsanalyser viser, at der stadig i 1979 var markante forskelle i jordens fosforindhold (Ravnsted-Larsen 1979).

Økologisk jordbrug

I økologisk jordbrug er det ikke tilladt at tilføre letoptagelige fosforkilder. Det er med de gældende regler tilladt at tilføre fosfor i form af råfosfat, men fosfortilgængeligheden i denne fosforkilde er meget ringe, og ikke stort bedre end den imobiliserede fosfor i jorden. Denne fosforkilde er derfor kun interessant på arealer, hvor ikke bare fosfortilgængeligheden er ringe, men også selve mængden af fosfor i jorden er ringe. Råfosfat som gødningskilde i økologisk jordbrug er i praksis kun brugt i enkelte tilfælde i Danmark (Ahle, Plantedirektoratet, personlig meddelelse).

Næringsstofbalancer fra 11 økologiske kvægbrug viser, at disse havde et lille fosforoverskud på 3-13 kg pr år (Daverkosen et al.1990). Dette overskud skyldes primært fosforindholdet i indkøbt foder. Næringsstofbalancer af denne type kan ikke bruges til at forudsige fosforbalancen i et større landbrugssystem som omfatter de bedrifter, som foderet købes fra.

Det må forventes, at landbruget som helhed vil have et lille fosforunderskud, hvis det ikke er muligt at indkøbe fosfor udefra. Underskuddet vil svare til summen af fosforindholdet i salget af konsumvarer og i ekportvarerne. Herfra skal dog trækkes de fosforkilder som kan tilføres landbruget fra f.eks. rensningsanlæg og atmosfærisk deponering. Et forsigtigt skøn vil være et underskud på 2-5 kg/ha/år i et landbrugssystem med primært animalsk produktion og uden væsentlig import af foder udefra.

Til gengæld må det forventes, at dyrkningsbetingelserne i økologisk jordbrug forbedrer mulighederne for at gøre de ophobede fosforressourcer i landbrugsjorden tilgængelige for afgrøderne i kraft af større rodvolumen og bedre betingelser for mykorrhizasvampe og andre mikroorganismer i jorden. Med et underskud på 2-5 kg/ha/år og med en forventet fosforpulje på 500-1000 kg/ha, vil systemet således teoretisk kunne fortsætte i 100-500 år.

Hvis man anskuer landbrugssystemer på lang sigt er det således ikke muligt at gennemføre et bæredygtigt landbrug med den gældende affaldspolitik, hvor hovedparten af den fosfor, der fraføres landbruget ikke tilbageføres i en eller anden form. Hverken hvis tabet erstattes af begrænsede ressourcer, eller hvis det ikke erstattes.

En mulighed for at tilføre landbrugssystemer fosfor er at udnytte spildevandsslam. Med udbygningen af rensningsanlæggene forventes det at denne fosforkilde vil udgøre 10.000 tons P/år eller 3,5 kg/ha/år, eller svarende til det forventede gennemsnitlige fosforunderskud ved økologisk dyrkning. Fosforkilden vil her bl.a. være råfosfat, der via vaskemidler tilføres spildevandet. Tungmetalproblematikken kan ikke forventes at være mindre end ved anvendelse af fosfor i form af kunstgødning. De eksisterende grænseværdier for specielt cadmium i bekendtgørelserne om henholdsvis slam og handelsgødning er beregnet, således at grænsen for cadmiumindholdet pr. kg fosfor er den samme.

Et bæredygtigt landbrug forudsætter derfor miljøforbedringer i den måde affaldet og ressourcerne udnyttes på i det øvrige samfund.



Vandforbrug

Det danske grundvand er en værdifuld ressource, som man i mange egne af verden må misunde os. Imidlertid er rent drikkevand i ubegrænsede mængder ikke længere en selvfølge, heller ikke i Danmark. Dette skyldes dels forurening af grundvandet, som begrænser hvilke grundvandsmagasiner, der egner sig til drikkevand, dels vandforbruget, der udtømmer grundvandsmagasinerne.

Danmark har en samlet grundvandsindvinding på 900 mill m3, og dette har ligget nogenlunde konstant i sidste år. Dette dækker dog over, at forbruget i private husholdninger er faldende, mens forbruget til markvanding, som udgør omkring en tredjedel, fortsat er stigende (DGU 1994). Det vurderes, at vandforbruget inden år 2000 vil runde 1700 m3 om året, hvilket er tæt på de 1800 m3, som Miljøstyrelsen vurderer som grænsen for, hvor meget vand, der kan indvindes, hvis der fortsat skal være vand til søer og åer (Miljøstyrelsen 1992).

Der er i de aktuelle regler for økologisk jordbrug ingen bregrænsninger på anvendelsen af vand til vanding eller andre formål. Et højere humusindhold i jorden vil betyde en bedre vandholdende evne, og dermed mindre vandingsbehov. En mindre husdyrtæthed vil betyde et mindre vandforbrug til stalden, men omvendt vil et større grønsagsareal betyde et større vandingsbehov.

Der er ikke gennemført egentlige analyser om vandforbruget eller vandingsbehovet ved økologisk contra konventionel dyrkning under danske forhold. Der er dog ikke noget der tyder på, at økologisk drift under danske forhold bevirker et væsentligt anderledes vandforbrug udover det, der følger af forskelle i fordelingen af produktionsgrene.

Det må derfor konkluderes, at økologisk jordbrug påvirker vandressourcerne kvalitativt i kraft af mindre belastning med pesticider og nitrat, men næppe kvantitativt. Der kan godt stilles spørgsmålstegn ved bæredygtigheden ved dette forhold.



Energiforbrug

Solen er energikilden i stort set alle processer på jorden, og planterne har i kraft af deres fotosyntese en meget vigtig rolle som akumulator af energi i naturen. Jordbruget har som følge heraf historisk set været samfundets primære energiproducent, dels som producent af biomasse, dels som leverandør af heste og foder til disse.

Gennem dette århundrede er landbrugets bidrag til samfundets energiforsyning faldet markant. Ganske vist er udbytterne steget, men tilførslen af energi til at fremstille de stigende udbytter er steget endnu mere. I figur 10 gengives en oversigt over forholdet mellem tilførsel og fraførsel af energi i landbruget i perioden 1936-1990. Det fremgår, at hvor man i 1936 fik næsten 4 gange så meget energi ud af landbruget som man tilførte, så er landbruget i dag ikke netto energiproducent efter disse beregninger (Schroll 1994).

Figur 10: Energiregnskab for dansk landbrug. Produktion i forhold til forbrug og forbruget af menneskelig arbejdskraft til produktionen af 1 gigajoule. Fra Schroll (1994).
1936 1945 1950 1955 1960 1965 1970 1975 1980 1985 1990
output/input 3,9 2,9 2,6 1,9 1,5 1,3 1,1 1,4 1,1 1,0 1,0
timers pr GJ 33 33 20 17 13 9 8 5 6 5 4






Der er flere forklaringer på udviklingen af landbrugets faldende nettoenergiproduktion.

Planter producerer energi eller rettere omdanner solenergi til for os brugbar energi. I modsætning hertil forbruger dyr energi til deres livsprocesser. Ved at fodre dyr med planteprodukter vil der derfor altid være et stort energitab. Omkring 9/10 af energien i foderet forsvinder ved forbrænding i dyret. Kun en forsvindende del af dette energiforbrug kan genvindes ved varmegenvinding i stalde eller lignende. Antallet af husdyr er derfor den væsentligste faktor i landbrugets energibalance.

På denne baggrund kan man diskutere, om den danske husdyrbestand er af en bæredygtig størelsesorden set ud fra en energimæssig betragtning.

Ud over husdyrbestanden har dog også andre forhold betydning for netto energiproduktionen. Som det fremgår af figur 11, så er energiforbruget til fremstilling af kunstgødning, først og fremmest kvælstofgødning i dag langt den største enkeltpost på landbrugets energiregnskab.

Figur 11:

Figur ????

H.Schroll 1994

fig. 1















Kvælstof som ressource findes i store mængder i jordskorpen som ammoniumforbindelser. Desuden består atmosfæren af ca. 78% kvælstof, som forekommer i form af N2. Kvælstofkunstgødning fremstilles fra atmosfærisk kvælstof, og dette er en meget energirig kemisk forbindelse, som derfor kræver megen energi at bryde, hvilket er nødvendigt for at kvælstoffet skal komme i en plantetilgængelig form. Den handelsgødning, som sælges i Danmark kommer primært fra Norge, hvor den fremstilles fra naturgas. Til produktionen af de små 400.000 tons kvælstof, dansk landbrug anvender i øjeblikket, forbruges ca 25 mill. GJ fossil energi. Til sammenligning har Danmark en samlet strømproduktion på ca 75 mill. GJ.

Da energiforbruget til fremstilling af kunstgødning foregår i Norge er dette energiforbrug ikke omfattet af Folketingets målsætninger i f.eks. Energi 2000, og er heller ikke omfattet af CO2 afgift. Det ville dog være en logisk følge af indførsel af energiafgift, at der blev indført en kvælstofafgift minimum svarende til CO2 produktionen ved fremstilling. Med det nyeste forlig om energiafgifter pålægges landbruget en CO2 afgift, der stiget fra 50 kr/ton stigende til 90kr/ton i år 2000. Med en vurderet CO2-emmission på 3,5 kg CO2/ kg N vil dette svare til en afgift på 32 øre/kg N. Hvis landbruget var underlagt den samme CO2 afgift som private husholdninger på 600 kr/ton, ville dette svare til 2,10 kr/kg N.



Energiregnskab for økologisk jordbrug

I økologisk jordbrug er der begrænsninger på, hvor stor husdyrbestanden kan være dels p.g.a. foderreglerne dels i kraft af gødningsreglerne. Husdyrbestanden i økologisk jordbrug ligger derfor under husdyrbestanden i konventionelt jordbrug. Dette vil i sig selv give bedre energibalance end det aktuelle konventionelle jordbrugssystem.

I økologisk jordbrug anvendes kunstgødning ikke. Den biologiske fixering af kvælstof foregår principielt efter de samme processer og med samme energiforbrug som fremstilling af handelsgødning, bort set fra, at energikilden er solen, og fixeringen foregår i selve afgrøden.

I reglerne for økologisk drift er der ingen krav til forbruget af fossil energi, eller til energibalancen. Ud over effekten af husdyrtætheden og af energiforbruget til fremstilling af kunstgødningen er der næppe de store forskelle i energibalance. Af store poster på landbrugets energiregnskab kan nævnes forbruget af olie til maskinparken, til opvarmning af drivhuse, strømforbruget til vanding samt energiforbruget til kunsttørring af foder, især grønfoder. Disse energislugere er frit tilgængelige i de gældende regler også i økologisk jordbrug, og man kan godt stille spørgsmålstegn ved bæredygtigheden i dette og dermed, om det er i overenstemmelse med principperne i økologisk jordbrug.

Statens Husdyrbrugsforsøg har i registreringer på 14 økologiske og 17 konventionelle kvægbrug, og fundet forskelle i energiforbrug og -produktion. Resultaterne fremgår af figur XX. Det fremgår, at energiforbruget i økologisk jordbrug til produktionen af 1 foderenhed (FE) er stærkt afhængig af, om der produceres korn eller kløvergræs og igen af, om der bliver vandet eller ej. Energiforbruget i konventionelt jordbrug er langt mindre afhængig af disse forhold.





















Aktionsplanen side 91















For at danne sig et samlet billede af energiforholdene i landbrugssystemet som helhed må resultaterne sammenholdes med afgrødefordelinger m.m. Dette er gjort af Vester (1995). Resultatet af denne modelberegning fremgår af figur XXX. Også her fremgår det, at vanding, især i økologisk jordbrug er helt afgørende for nettoenergiproduktionen.









Figur XXXX. fra Vester 1995, tabel 8.9



















De viste figurer fra Statens Husdyrbrugsforsøg og Statens Planteavlsforsøg viser kun nettoproduktionen i marken. Statens Husdyrbrugsforsøg har vist, at behandlingen af foderet i husdyrproduktionen har stor indflydelse på energiforholdene i den animalske produktion. Således er anvendelsen af kunsttørret grønfoder så energikrævende, at at en stor foderandel af denne type foder kan betyde, at energiforbruget pr. produceret enhed i økologisk jordbrug bliver ligeså stor eller større end i konventionel jordbrug.

Der henvises endvidere til andet sted i nærværende rapport for en sammenlignende beregning af enegiforbrug i økologiske og konventionelle systemer, samt hvilke samfundsøkonomiske konsekvenser en ændret husdyrbestand har.



Syreregn og kalkforbrug

Danmarks jord er dannet fra aflejringer fra istiden. I jorden er der fra dengang et naturligt kalk-indhold. Men da regnvand har et naturligt reaktionstal på 5,6, og for tiden har et endnu lavere reaktionstal på grund af luftforurening, foregår der en konstant forsuring af jorden fra overfladen, og ned gennem jordlagene. I højmoser, hvor vandet kommer næsten udelukkende fra regnvand er pH-værdien derfor normalt meget lav, og i gamle jorde i f.eks. afrika, hvor forsuringen har foregået i mange millioner af år, er jorden ofte relativt sur, gerne ned til 40-50 meter. Omvendt kommer grundvand i Danmark fra dybe jordlag, hvor der endnu er et højt indhold af kalk, og her er pH-værdien derfor høj (7-8).

Mange næringsstoffer frigives bedst i en nogenlunde neutral jordreaktion, og de planter vi dyrker i dansk landbrug har derfor den bedste produktion ved pH-værdier nær 7. For at modvirke forsuringen af jorden i de øverste jordlag (rodzonen) er det derfor normalt i Danmark at tilføre jordbrugskalk, som normalt kommer fra åbne brud af de fossile kalkressourcer i Danmark.

Ved at øge kalkindholdet i jorden øger man også nedbrydningen af kalk, som består af CaCO3, og som ved nedbrydning danner CO2. Udover miljøkonsekvenserne af selve brydningen af kalken, herunder, at der er tale om en begrænset ressource, så medvirker dette også til at nedsætte atmosfærens oxidationspotentiale og medvirke til drivhuseffekten på samme måde som forbrænding af fossile brandstoffer.

Ud over den naturlige forsuringsproces, hvor man kan sige, at anvendelsen af jordbrugkalk blot er at flytte forsuringen fra dybere jordlag til jordbrugskalken, hvilket netto giver den samme CO2-udvikling, så er selve jordbrugspraksis også medvirkende til at øge eller nedsætte behovet for jordbrugskalk. Ved en miljøvurdering af anvendelsen af jordbrugkalk må det derfor primært være denne del af landbrugspraksis, der vurderes.

Anvendelsen af ammoniumgødninger, herunder især flydende ammoniak virker kraftigt forsurende på jorden. Anvendelsen af kompost har den modsatte, men noget svagere effekt.

Ammoniakfordampning fra planter og husdyrgødning bidrager til syreregnen, hvilket i sig selv er en miljøskade, men som derefter også bidrager til forsuring af jorden. I Holland vurderes 20% af syreregnen at skyldes landbrug. I Danmark må den p.g.a. en lavere husdyrtæthed forventes at være noget lavere.

Ammoniakfordampningen fra planter udgør for dansk landbrug som helhed omkring 10-15 kg/ha/år. Ammoniakfordampningen er direkte afhængig af koncentrationen af frie kvælstofforbindelser i plantesaften, og denne er igen direkte afhængig af mængden af plantetilgængeligt kvælstof i jorden. Selv om der aldrig er ført selvstændig bevis for det, må det helt klart forventes, at ammoniakfordampningen fra planter er mindre i økologisk jordbrug end i konventionelt jordbrug, hvor gødningsniveauet er højere, og en større del af gødningen tilføres i plantetilgængelig form. Da kvælstoftabet fra økologiske jordbrug er lavere end tilsvarende konventionelle brug må det endvidere forventes, at også det samlede bidrag til syreregnen er lavere jvf. ovennævnte diskussion om vurderingen af kvælstofudvaskningens størrelse.

Det er den almindelige erfaring hos landmænd, der omlægger til økologisk jordbrug, at behovet for anvendelse af jordbrugkalk nedsættes eller helt forsvinder. Der er dog aldrig gennemført systematiske undersøgelser over dette emne, hvorfor det ikke er muligt at kvantificere effekten.



Forringelse af naturindholdet

Gennem de sidste par hundrede år er der sket en gradvis forarmelse af naturindholdet i landbrugslandet, hvilket bl.a. har ført til kraftig indskrænkning i artsrigdommen af såvel vilde dyr som planter, se figur 12. For harer, hvor man har et billede af antallet helt tilbage til 1941, har tilbagegangen været endnu større end figuren viser. Niveauet i 1941-60 lå stabilt og svarede til index 150 i figur 9. Dvs. at antallet af harer er faldet til ca. 1/3 i perioden 1960-92.

Figur 12: antallet af agerlandsfugle og harer 1976-92. Kilde: Miljøindikatorer 1993, Miljøministeriet.











Indikatorer s. 21































Nedgangen i antallet af arter og individer må antages at skyldes en kombination af brugen af pesticider og forringelsen af levestederne. Derfor må genopretning af naturindholdet i landbrugslandet have en høj prioritet i en strategi for bæredygtig udvikling.

Markskel, herunder levende hegn, samt søer, vandhuller og enge med ekstensiv landbrugsdrift udgør fristeder for vilde dyr og planter i agerlandet. Derfor er det vigtigt at bevare disse lokaliteter. Som følge af stigningen i ejendomsstørrelse, og udviklingen til anvendelse af større maskiner, er også den gennemsnitlige markstørrelse øget, hvorved mange skel/hegn er fjernet (Dubgård et al 1991). Der er gennem de sidste 100 år sket en halvering i antallet af vandhuller. Ligeledes er engarealerne gennem de sidste 40 år halveret (Danmarks Naturfredningsforening 1993). Græsarealets procentvise andel af det samlede landbrugsareal udgjorde i 1992 20%, mod 26% i årene 1970-74 (Landbrugsrådet 1993). Ser man på de permanente græsarealer (overdrev), er udviklingen endnu tydeligere. Disse er blevet halveret siden 50'erne (Miljøstyrelsen 1993).

Landskabet er blevet mere monotont, hvilket har påvirket leveforhold for dyr og planter, samt den rekreative værdi for befolkningen (Dubgård et al 1991).



Biodiversitet i økologisk jordbrug

Sammenlignes naturindholdet ved økologisk og konventionel drift vil denne især adskille sig som følge af afgrødesammensætningen og af pesticidanvendelsen. En nedgang i det konventionelle jordbrugs udbredte korndyrkning vil i sig selv medføre en øget biodiversitet.

Også inden for samme afgrøde viser der sig forskelle mellem økologiske og konventionelle marker. Antallet af fugle er på de økologiske marker er typisk 2-3 gange så stort som på de konventionelle (se figur XX). Denne forskel skyldes dels, at der er flere arter, men især, at der er flere indvider af de enkelte arter (se figur XX). Af de 39 arter, der viser signifikante forskelle i hyppighed mellem økologisk og konventionelle marker forekom de 36 hyppigst i de økologiske marker. De største forskelle blev fundet i de arter, der både yngler og søger føden i selve marken, mens forskellene var mindre i arter som enten yngler eller søger deres føde i hegn eller andre biotoper (Miljøstyrelsen 1988).





Figur XX. Antallet af ynglende arter på en økologisk ejendom og på en konventionel referenceejendom (fra Miljøstyrelsen 1988).

































Figur XX. Antallet af ynglende fugle af alle arter på en økologisk ejendom og på en konventionel referenceejendom.



































Når antallet af fugle er så markant forskellig skyldes det antagelig ikke primært, at pesticiderne har direkte giftvirkning på fuglene, men sikkert i højere grad, at antallet af fulge afspejler forskelle i fødeemner i markerne. Antallet af plantearter har i en sammenlignende analyse vist sig at være dobblet så stort i økologiske marker som i konventionelle. Samtidigt er det karakteristisk, at blomsterne på ukrudtet i de økologiske marker generelt er placeret højere oppe i selve afgrøden, hvilket giver bedre muligheder for at fungere som insektføde. Dette afspejles i antallet af insekter i henholdsvis økologiske og konventioenlle marker. Af de 29 insektarter, hvor der var signifikante forskelle mellem økologisk og konventionel drift var de 27 hyppigst i økologsike marker. Heraf var kun en art (fritflue) skadedyr. To arter (bladlus og vandflue) forekom hyppigere i konventionel drift (Miljøstyrelsen 1990b). Når f.eks. bladlus er hyppigere forekommende i konventionel drift kan det enten skyldes, at gødningsniveauet er højere, hvilket virker fremmende på bladlusebestanden, eller det kan skyldes, at der findes flere naturlige bladlusefjender i de økologiske marker. Bl.a. er det vist, at det er væsentligt flere snyltehvepse på økologiske marker, og deres levetid er længere i de økologiske marker primært p.g.a. den mere varierede ukrudtsflora, der virker som fødeemne for snyltehvepsene. Snyltehvepsene parasiterer på bl.a. bladlus, og er medvirkende til at holde bladlusebestande nede (Jensen 1995).

Det må således konkluderes, at den økologiske driftform i sig selv virker markant fremmende på biodiversiteten i alle led i fødekæden. Forskellene er størst i midten af markerne, mens forskellene er mindre i kanten af marken, hvor livet i hegnet spiller en større rolle (Miljøstyrelsen 1990b). Endvidere vil forureninger med pesticider og gødningsstoffer virke reducerende på biodiversiteten også uden for de dyrkede områder, f.eks. vandløb og søer. En omlægning af landbruget til økologisk drift kan således i væsentlig grad medvirke til opfyldelsen af Danmarks forpligtigelser om forbedring af biodiversiten som besluttet ved Riokonventionen i 1992).



Global fødevareforsyning

På trods af vor almindelige forestilling om, at udvikling er synonym med forbedring, må vi erkende, at antallet af fattige i verden fortsat stiger. Aldrig i menneskehedens historie har så mange sultet som netop i dag, hvor denne bog trykkes. At mange mennesker sulter i dag skyldes ikke, at der ikke er fødevarer nok i verden, men at stadig flere ikke har muligheder for at skaffe de fødevarer, som eksisterer. Egentlig sult er derfor hidtil kun opstået i forbindelse med krig, lokale naturkatastrofer, eller individuel fattigdom.

Dette billede kan fremover vise sig at ændres. Da antallet af mennesker stadig stiger i verden, mens frugtbar landbrugsjord fortsat ødelægges ved ørkendannelse o.lign. vil verden på et tidspunkt nå en grænse, hvor det ikke længere er muligt at brødføde verdens befolkning med den landbrugsproduktion kan yde (Brown 1995). Flere har derfor spurgt, om de økologiske jordbrugsmetoder i den forbindelse er moralsk forkerte, hvis jordens ydeevne på denne måde ikke udnyttes maximalt.

Vi kan antage, at planteproduktionen vil falde med i gennemsnit 20% ved overgang til økologisk drift (se andetsteds i nærværende rapport for en nærmere vurdering af denne størrelse). Dette skal sammenlignes med, at produktionen falder med noget nær de 90% ved at sende planteprodukterne gennem et husdyr. Antallet af husdyr er derfor langt væsentligere for den samlede fødevareproduktion, end de øvrige forskelle mellem økologisk og konventionelt jordbrug. Dansk landbrug ville have en væsentlig større fødevareproduktion ved økologisk drift end ved konventionel drift alene i kraft af den mindre husdyrbelægning, der er nødvendig for at overholde de økologiske regler. Det væsentligste moralske spørgsmål i denne sammenhæng er derfor ikke, om økologisk jordbrug er moralsk forsvarlig, men om en stor husdyrproduktion er moralsk forsvarlig. Først når husdyrproduktionen er bragt ned på et rimeligt niveau, er det relevant at interessere sig for de øvrige i denne sammenhæng mindre væsentlige forskelle dyrkningssystemerne imellem.

Det konventionelle jordbrug er bl.a. karakteriseret ved en større forurening af bl.a. vandressourcerene og større forbrug af ikke fornyelige ressourcer, herunder tærring af energi- og næringsstofressourcerne i andre egne af verden. Den større produktion på kort sigt, som konstateres i sammenlignende forsøg mellem økologiske og konventionelle brug i Danmark, må således forventes i hvertfald delvist at blive opvejet af en tilsvarende mindre produktion både i verden som helhed, og i Danmark på længere sigt, heri også indregnet betydningen på mulighederne for at udnytte fiskerimulighederne.

Spørgsmålet kan derfor også formuleres på den måde, om vi har en moralsk pligt til at anvende produktionsmetoder, der nedslider vort eget naturgrundlag for at eksportere til egne, hvor naturgrundlaget ikke længere kan brødføde befolkningen.



Husdyretik og husdyr velfærd

Behandlingen af begreberne "husdyretik" og "husdyrvelfærd" rejser det filosofiske spørgsmål, hvorvidt mennesker overhovedet har et moralsk ansvar overfor dyr, og i givet fald hvordan vi definerer dyrenes velbefindende. Vi vil overkomme dette problem ved kort og godt at erklære os af den overbevisning, at mennesker har et ansvar for, at de dyr, som er i vor varetægt, har det så godt, at vi er stolte af det, eller i det mindste ikke skammer os over det.

Betragter man den måde husdyr holdes på i dansk landbrug i dag, viser der sig meget store forskelle. Nogle dyr går ude som naturpleje og fører et liv, hvor de næppe opdager, at de er husdyr, mens nogle staldsystemer byder dyrene på forhold, som grænser til vanrygt og dyremishandling. Fælles for alle husdyrsystemerne er dog, at de styres af hvilke forhold, der er økonomisk mest fordelagtige for den enkelte landmand, mens det er minimalt, hvad lovgivningen stiller af krav til husdyrvelfærd. Ved den seneste regulering af loven om husdyr kom der en række begrænsninger på, hvad man må gøre ved sine dyr. Der blev bl.a. lavet begrænsninger i halekuperingen af hunde, med den begrundelse, at det er synd for hunden, og at det begrænser den naturlige adfærd, hvis den ikke kan logre med halen. Stramningen af lovgivningen gælder dog stort set ikke for landbrugets husdyrhold. Mens hovedparten af danskerne på den måde har stor omsorg for de dyr, som vi omgås i det daglige, og dette sikres gennem lovgivning, så overlades hovedparten af vore husdyr til mere kontante spilleregler. De lidelser, som vi tillader at udsætte burhøns, skrabehøns, mink og nogle svin for, ville være strafbare og vække forargelse blandt medborgere, hvis det gik ud over ikke kommercielt opdrættede dyr som hund, kat eller kanariefugl.

Vi finder det ikke rimeligt at tillade så meget ringere forhold for de dyr, som lever skjult i lukkedes stalde, frem for de dyr, som lever et liv offentligheden har kendskab til.

Reglerne for økologiske husdyr er på højde med de bedste af de kendte alternative produktionssystemer, som frilandsgrise, fritgående høns o.lign. Derudover er der nogle regler, der som hovedregel er begrundet at sikre den økologiske balance i bedriften som helhed. Dette gælder f.eks. kravet om, at dyrene skal fodres med overvejende økologisk produceret foder. Desuden er der særlige medicineringsregler, som dels skal sikre, at sygdomme så vidt muligt forebygges frem for at løses med medicinsk indgreb, dels skal sikre forbrugerne mod for store medicinrester.

Der er stor overensstemmelse mellem de regler, der er opstillet for økologisk jordbrug, og de, som Det Dyreetiske Råd har opstillet. Det er dog ikke alle Det Dyreetiske Råd's anbefalinger, der er indarbejdet i reglerne for økologisk jordbrug. På denne baggrund anbefaler formanden for det dyreetiske Råd Peter Sandøe, at der iværksættes undersøgelser der kan afklare, om reglerne for økologiske husdyr kan forbedres (Sandøe 1995).





Samlet konklusion vedr. miljøeffekter

Det konventionelle landbrug medfører en række miljøproblemer, hvoraf de vigtigste er:

1) belastning af grundvand med nitrat

2) belastning af overfladevand med nitrat med deraf følgende iltsvind

3) belastning af grundvand og overfladevand med pesticider

4) forringelse af biodiversiteten gennem forringelse af levevilkårene for vilde dyr og planter

Hertil kommer belastning af fødevarerne med pesticidrester, hvilket behandles andetsteds i rapporten.

Blandt disse problemer vil overgang til økologisk drift med sikkerhed løse problemerne med pesticider. Problemerne med nitrat vil alt andet lige blive mindre, da kvælstofoverskuddet i økologisk jordbrug er mindre. Men det forudsætter en god kvælstof-husholdning også i det økologiske brug, idet indholdet af uomdannet kvælstof i jorden er højt ved økologisk drift.

Forringelsen af biodiversiteten skyldes to forhold, dels pesticider, dels forringelse af levesteder som følge af intensiv drift, f.eks. udtørring af vådområder, fjernelse af levende hegn og diger m.v. Igen gælder det, at de problemer, som skyldes pesticider, fjernes ved overgang til økologisk drift, mens de øvrige problemer kræver en selvstændig indsats af økologiske landmænd, parallelt med de konventionelle. At pesticiderne har indflydelse på naturindholdet ses af, at antallet af fugle er betydeligt højere på økologisk dyrkede arealer end på konventionelle.

Endelig medfører det konventionelle landbrug i mange tilfælde meget ringe vilkår mht. dyrevelfærd. Disse forhold er i de økologiske brug på linie med de bedste af de konventionelle, men der er også her behov for at videreudvikle systemerne.



Interaktioner mellem miljøbelastende tiltag

Anvendelsen af pesticider og overdreven brug af gødningsstoffer har negativ indflydelse på miljøet som beskrevet i de foregående afsnit. Imidlertid har de forskellige tiltag også indflydelse på hinanden.

Som eksempel på interaktioner kan nævnes, at anvendelsen af visse bejdsemidler i korn kan bevirke, at kornet spirer langsommere, end ubejdset korn. Dette er bl.a. vist for Fungacil, Baytan og Vitavax (Emmeluth 1991). En senere fremspiring vil dog betyde, at kornet får en dårligere konkurrenceevne overfor ukrudt, men da langt hovedparten af kornet sprøjtes med herbicider tillægges denne effekt mindre betydning.

Anvendelsen af ukrudtsmidler kan dog have den effekt, at kornet bliver mere modtagelig overfor meldug og bladlus. Dette er bl.a. vist for Isoproturon (Keysø et al 1993). Denne effekt er dog ret upåagtet, da kornet normalt alligevel sprøjtes med svampemidler og også ofte også med insektmidler.

Andendelsen af svampemidler og insektmidler vil dog uundgåeligt have den effekt, at svække nogle svampe, regnorme og andet mikroliv i jorden (Elmholt 1991). Antibiotika anvendt i husdyrproduktionen, fluebekæmpelsesmidler og andre sanitære stoffer fra stalde samt vækstfremmere og konserveringsmidler tilsat fodermidler vil gennem husdyrgødningen formodes at have den samme generelle effekt i jorden. Helweg (1988) har således vist, at CO2-udskillelsen var dobbelt så stor i økologisk dyrkede jorde end i konventionelle, når man tog højde for forskelle i humusindhold. Det er også vist, at artsdiversiteten og tætheden af saprofytiske svampe er væsentligt større i økologisk jord end i konventionelt jordbrug (Knudsen et al 1994). Netop de saprofytiske svampe er dem, der ved nedbrydning af organisk stof forsyner planterne med næringsstoffer. I økologiks jordbrug opretholdes produktionen i de ikke kvælstoffixerende afgrøder med en gødningstildeling på i gennemsnit 54% af de retningsgivende gødningsnormer (Eriksen et al 1995), et gødningsniveau, som i konventionelt jordbrug med samme afgrøde og sort i mange tilfælde ville give fuldstændig misvækst. Den ringere udnyttelse af kvælstoffet som er dog i dag en upåagtet effekt, idet indkøb af erstatningskvælstof i form af kunstgødning i dag er billig.

Anvendelsen af kunstgødning bevirker, at planten får stillet større mængder plantetilgængeligt kvælstof til rådighed, end der naturligt vil forekomme i jorden. Dette har den effekt, at planterne bliver mere modtagelige for svampe (Doll et al 1994), men også, at planterne bliver mere udsat for lejesæd. For at forhindre lejesæd anvendes stråforkortningsmidler.

Anvendelsen af stråforkortningsmidler har mange af de samme bivirkninger som ukrudtsmidler, da de fysiologisk i mange tilfælde virker på samme måde. Det er således vist, at de kan fremme angrebet af bladlus i korn (Keysø et al 1993). Envidere virker stråforkorterne fremmende på angrebet af flere svampe, dels ved en direkte effekt, dels ved at den lavere afgrøde har en tættere bladmasse og derved et mere fugtigt mikroklima, som virker fremmende på mange plantepatogene svampe. Planten vil desuden have en svagere konkurrenceevne overfor ukrudtet.

For at undgå bivirkningerne ved stråforkortningsmidlerne er man i hvede gået over til hvedesorter med dværgvækst. Det har imidlertid vist sig, at genet for kort strå er koplet til et gen, der gør planterne mere modtagelige for brunplet (Scott et al 1982). Dværgvæksten vil i øvrigt have samme effekt på mikroklimaet i afgrøden og på konkurrenceevnen overfor ukrudt som stråforkortningsmidlerne.

Man har således systematisk gennemført en dyrkningsstrategi, hvor man for at bekæmpe en skadegører vælger metoder, der fremmer andre skadegørere, som så bekæmpes med samme metoder, herunder også de spriringsskadende svampe som bl.a. fusarioser og brunplet, som man med bejdsning startede vækstsæsonnen med at bekæmpe.

Det er aldrig dokumenteret, at kemikalieindustrien bevidst sørger for, at pesticiderne og andre kemiske hjælpestoffer besidder egenskaber, der virker fremmende andre skadegørere. Det er dog vanskeligt at overse, hvilken indflydelse en sådan virkning har på salget af andre produkter, som markedsføres af de samme selskaber.

Med bevistheden om den indflydelse mange af produkterne har på andre organismer end dem, der ønskes bekæmpet, må det være vanskeligt for en landmandseget organisation som f.eks. DLG på en gang at tjene landmændenes interesser og samtidig at fungere i konkurrence med andre pesticidproducerende firmaer. Lignende interessekonflikt findes i Landbrugsrådet, hvor der sidder både landmænd og pesticidproducenter.







Alternativer til den økologiske løsning på landbrugets miljøproblemer

Det er i det ovennævnte sandsynliggjort, at miljøomkostningerne ved den aktuelle landbrugspraksis overgår de omkostninger, der er forbundet ved overgang til økologisk drift. Man kunne dog også forestille sig, at det vil være muligt at begrænse miljøskaderne ved den aktuelle landbrugspraksis uden at tage hele skridtet til økologisk jordbrug. Dette kaldes i det daglige integreret eller lysegrønt jordbrug. Strategien kan bestå i dels at reducere mængderne af pesticider, dels at forbyde de mest miljøbelastende.

Miljøministeren forsøger for tiden at få nogle af de såkaldte phenoxysyrer forbudt. Phenoxysyrer er den gruppe af ukrudtsmidler, der tidligere kaldes "hormonmidler". De stoffer, der ønskes forbudt er de, der er fundet hyppigt i grundvandet. Vil dette løse problemet med pesticider i grundvandet?

Phenoxysyrer er karakteriseret ved at være ret mobile i jordvæsken. Dette er baggrunden for, at de let udvaskes, og at de derfor nu ønskes forbudt. Man regner således med, at ca 20% af den totale mængde, der udsprøjtes af Mechlorprop om efteråret til bekæmpelse af ukrudt i vinterhvede udvaskes. Men de er samtidig karakteriseret ved at være blive meget hurtigt nedbrudt i jorden sammenlignet med andre pesticider. Ved at forbyde phenoxysyrer vil landbruget forventeligt gå over til brug af andre midler, sikkert især ureaherbicider, som ganske vist ikke er så mobile i jordvæsken, men som har en væsentligt længere nedbrydningstid i jorden. Selv om mobiliteten i jordvæsken er mindre er der ikke sikkerhed for at den relative udvaskning er mindre, hvis nedbrydningstiden er tilsvarende større.

Ureaherbicider anvendes i mindre mængder, da kun få gram af disse midler har samme biologiske effekt som flere kilo af phenoxysyrer. Selv meget små mængder af ureaherbicider i vand, der ligger tæt på, hvad der kan måles med den mest avancerede kendte teknologi, kan således have en biologisk effekt. Det er således muligt, at man ved dette teknologiske fif har løst problemerne med overholdelse af de nugældende grænseværdier for pesticidindhold i vand, men det er meget usikkert, om det miljømæssigt vil være noget fremskridt.

Det har allerede taget mange år, og mange kræfter, og der vil fremover blive lagt mange kræfter og megen tid i at fjerne nogle få midler fra markedet på grund af sikre oplysninger om en så oplagt ulempe som høj mobilitet i jordvæsken. Det alternativ, som toner frem, kan ikke siges at byde på et sikkert miljømæssigt fremskridt. Hvis det er af denne vej, man ønsker at løse miljøproblemerne med pesticidanvendelsen, bør man overveje, hvor lang tid og hvor mange ressourcer det så vil kræve at fjerne f.eks. alle pesticider med lang nedbrydningstid i jorden, med østrogeneffekt, med højt damptryk, med stor giftighed for nyttedyr og andre ikke skadelige organismer i og uden for landbrugssystemet, alle cholinesterasehæmmere, eller for den sags skyld de miljøskader ved pesticidanvendelsen, som vi endnu ikke kender. Og vil der overhovedet være nogle pesticider tilbage, som overholder bare disse helt rimelige minimumskrav til stoffer, der spredes i naturen?

Med de økonomiske perspektiver der tegner sig i nærværende rapport, både med hensyn til omkostningerne ved konventionel drift og til prisen ved overgang til økologisk drift, forekommer det umiddelbart som en mere farbar vej, at afvikle brugen af pesticider 'en block' ved overgang til økologisk drift, frem for at tro på en miljøeffekt ved at fjerne pesticiderne enkeltvis i prioriteret rækkefølge.

Mange forsøg med integreret jordbrug viser, at det er muligt at opnå en lige så god bekæmpelseseffekt ved hjælp af bedre sprøjteteknik, nedsatte dosseringer, bedre timing, bedre behovsundersøgelser m.v. Hvis det ad denne vej er muligt at nedsætte pesticidanvendelsen til 75% eller måske 50% er det et klart et miljømæssigt fremskridt m.h.t. fordampning og udvaskning. Men er det miljømæssigt tilfredsstillende? Hvis der opretholdes det samme behandlingsmæssige tryk i naturen, kan det eksempelvis ikke forventes at få nogen nævneværdig betydning for biodiversiteten i naturen, f.eks. antallet af fugle i agerlandet. En halvering af pesticidandendelsen kan derfor ikke forventes at nedsætte miljøeffekterne tilsvarende. Vil det være tilfredsstillende at nedsætte miljøeffekterne ved pesticidanvendelsen med 25 eller 50%?

Der har nu i over ti år været en bred offentlig debat og et folkeligt og politisk krav om nedsættelse af kvælstofbelastningen fra landbruget. Der har været gennemført handlingsplaner, der er givet løfter og der er investeret store summer i at forsøge af afdæmpe skaderne uden at ændre ved systemet. Alene vandmiljøplanen vurderes at have kostet landbruget omkring 300 kr/ha uden at det har givet nogen målelig effekt i hverken kvælstofforbruget, udvaskning eller andre miljøskader fra markdriften. Det forekommer også på dette område som en mere farbar vej at ændre på systemet frem for at forsøge at lappe på skaderne.

Som nævnt er der ikke den store forskel på husdyrvelfærden i økologisk jordbrug og i de bedste af de konventionelle husdyrsystemer. Ser man alene på husdyrvelfærd kan man derfor spørge om det er nødvendigt at gå hele vejen til økologisk jordbrug. Omvendt ligger en meget stor del af forskellen i økonomi mellem økologisk og konventionelt netop i forskellen i staldsystemets udformning. Dette afspejler sig også i merpriserne for henholdsvis økologiske og andre husdyretisk forsvarlige systemer, som ikke er afgørende forskellige for forbrugerne. Man kan derfor også sige, at hvis man alligevel betaler merprisen for husdyrvelfærd, hvorfor så ikke få miljøgevinsten oveni, for ingen eller en meget beskeden merpris?

Økologisk jordbrug tilbyder en samtidig løsning på en række af landbrugets miljøproblemer. Dette gøres ved at lade produktionen styre af naturlige sammenhænge, frem for alene af driftøkonomiske hensyn. Ved at kræve, at der skal være sammenhæng på den enkelte driftenhed sikres det, at der for landbruget som helhed i området, i regionen, i nationen eller på kontinentet er en sammenhæng i de naturlige stofkredsløb. Derfor er ressourceforbruget mindre, og derfor er tabet af næringsstoffer til miljøet mindre. Og derfor er der ikke så store problemer m.h.t. den globale fødevareforsyning.







Litteraturliste:



Abell, A, E.Ernst og J.P.Bonde 1994: High sperm density among members of organic farmers association. The Lancet, 8911(343):1498

Brandhuber, R. og U.Hege 1992: Tiefenuntersuchungen auf nitrat unter Acherschlägen des ökologischen Landbaus. Lebendige Erde 4:224-229.

Daverkosen, S, L.Hagelskær og M.Tersbøl 1989: Næringsstofbalancer på 11 økologiske og biodynamiske gårde med malkekvæg. Hovedopgave ved Inst. for Plantekultur og inst. for kulturteknik og planteernæring. Kgl. Vet. og Landbohøjskole. 136 s.

de Cock, J. et al 1994: Occupational and environmental Medicine. Wageningen.

DGU 1994: Grundvandsovervågning 1994. Danmarks Geologiske undersøgelse. Rapport. 59 sider

Du Pont de Nemours (agro) a/s 1991: Fakta om Ally og Glean. Internt materiale. 12 sider.

Brown, L. (ed) 1995: Verdens tilstand

Danmarks Naturfredningsforening 1993: DN-håndbog.

Danmarks Statistik 1994: Landbrugsstatistik 1993.

Doll,H., B.Søgård, U.Holm og H.Bay 1994: Phenolic compounds in barley varieties with different degree of partiel resistence against powdery mildew. Acta Horticulturae 381:576-582.

Dubgaard A., Mohr K. og Primdahl J. 1991: Udkast til "Rural Amenity Policies in Denmark Case-study prepared for the Rural Development Programme of the OECD". KVL.

Elmholt, S. 1991: Sideeffects of fungicides on the mycoflora in an arable soil ecosystem. Ph.d. afhandling. Institut for Plantebiologi, KVL

Eriksen,J., J.Vester, M.Askegård og S.O.Petersen 1995: Vurdering af næringsstofbalancer i økologisk jordbrug. I: Næringsstofbalancer og energiforbrug i økologisk jordbrug - fokus på kvægbedrifter og planteavl. Ed.:J.E.Olesen og J.Vester. Statens Planteavlsforsøg, Rapport 9:84-97.

Forslund J. 1987: Pesticider i grundvand. Vand og Miljø, særhæfte om grundvand 1:27-30

Fællesudvalget for Økologisk og Biodynamisk Jordbrug 1991: Hvidbog om økologisk jordbrug. Landbrugets Rådgivningscenter. 55 sider.

Helweg, A 1972a: Chlorfenvinphos; bestandighed og indflydelse på nitrogenomsætningen i jord. Tidsskrift for planteavl 76:519-527.

Helweg, A 1972b: I. Chlorthiamids bestandighed i jord. II. Chlorthiamid og dichlobenils indflydelse på CO2-udskillelse, ammoniakation og nitrifikation i jord. Tidsskrift for Planteavl 76:145-155.

Helweg, A 1973: Undersøgelser over fungicidet benomyl i jord. Benomyls indflydelse på jordbundens mikroflora. Tidsskrift for Planteavl 77:375-384.

Jacobsen, J, L.N.Jørgensen og B.J.M.Secher 1995: Integreret Plantebeskyttelse - anvendelse af svampe- og skadedyrsmidler i korn. Danske Planteværnskonference 12:159-168

Jensen 1991: Landbrug og miljø, Geografforlaget.

Jensen, P.B. 1995: Jordrelaterede snyltehvepse i økologiske marker. Pilotprojekt, Århus Universtitet.

Keysø, E, L.M.Kristensen, L.Munk, H.Saxe, J.Eilenberg, J.Kjølholt og N.Holst 1993: Pesticiders utilsigtede effekter på meldug og bladlus. Miljøstyrelsen. 116 sider.

Kirknel, E. og G.Felding 1995: Pesticider i nedbør over Nordeuropa og Skandinavien. 12. Danske Planteværnskonference - Pesticider og miljø. Statens Planteavlsforsøg rappoert nr. 3. side 39-54.

Knudsen, I.M., S.Elmholt, J.Hockenhull og D.F.Jensen 1994: Distribution of saprofytic fungi antagonistic to Fusarium culmorum in two diffently cultivated field soils, with special emphasis on the genus Fusarium. Biological Agriculture and Horticulture.

Kristensen,E.S. og I.S.Kristensen 1992: Analyse af kvælstofoverskud og -effektivitet på økologiske og konventionelle kvægbrug. Statens Husdyrbrugsforsøg. Beretning nr. 710.

Kyllingbæk, A. 1992 ed.: Jordbrug og miljø - Planteproduktion. Statens Planteavlsforsøg. Beretning nr. S-2200-1992.

Landbrugsrådet 1993. Tal om landbruget. Statistik med kommentarer 1993.

Landbrugsministeriets 1991: Bæredygtigt landbrug - en teknisk redegøresle. 366 sider.

Landsforeningen Økologisk Jordbrug, 1988-1995: Beretninger fra kontrolkommissionen.

Landsforeningen Økologisk Jordbrug, 1994: Avlsregler for økologisk jordbrug.

Miljøministeriet 1986: Miljøministerens handlingsplan for nedsættelse af forbruget af bekæmpelsesmidler.

Miljøministeriet 1990: Uddrag af redegørelsen om bekæmpelsesmiddelhandlingsplanen.

Miljøstyrelsen 1984: NPO-rapporten (Kvælstof, fosfor, organisk stof).

Miljøstyrelsen 1987: Vandmiljøhandlingsplanen og tilsynsundersøgelse. Orientering fra Miljøstyrelsen Nr. 5 1987.

Miljøstyrelsen 1988: Fuglefaunaen på konventionelle og økologiske landbrug. L.Braae, H.Nøhr, B.S.Petersen og Ornis consult Aps. Miljøprojekt nr. 102,

Miljøstyrelsen 1990a: Vandmiljø 1990, redegørelse nr. 1.

Miljøstyrelsen 1990b: Fugleføde i kornmarker - insekter og vilde planter. A.B.Hald et al. Miljøprojekt nr. 125.

Miljøstyrelsen 1992: Danmarks fremtidige vandforsyning. Betænkning nr. 1.

Miljøstyrelsen 1993: Miljøindikatorer 1993.

Miljøstyrelsen 1994a: Grundvurdering af Mechlorprop. Internt materiale j.nr. M-7042-0008. 15 sider.

Miljøstyrelsen 1994b: Vandmiljø 94, Redegørelse nr. 2 1994

Miljøstyrelsen 1994: Danmarks grundvand og drikkevand, Redegørelse nr. 4.

NASA 1994: Report on concentrations, lifetimes and trends of CFCs, Halones and related species.

Plantedirektoratets 1994: Bekendtgørelse om økologisk jordbrugsproduktion. Bekendtgørelse nr. 892 af 27. oktober

Ravnsted-Larsen, L. 1979: Vegetationssuccesion på opgiven landbrugsjord belyst ved eksempler fra Høje Møen. Specialerapport, Institut for økologisk botanik, Københavns Universitet. 137 sider.

RIVM/RIZA 1991: Sustainable use of groundwater - Problems and threats in the european communities. Rijksinstituut voor volksgezondheid en milieuhygiene / Institute for inland water management and waste water treatment. Rapport nr. 600025001 til EFs ministerrådsmøde den 26-27/11/1991. 80 sider.

Scott, P.R., P.W.Benedikz og J.C.Cheryl 1982: A genetic study of the relationsship between height, time of emergence and resistens to Septoria nodorum in wheat. Plant Pathology 31:45-60.

Skov- og Naturstyrelsen 1994: Naturforvaltning 1993. Beretning fra Naturforvaltningsudvalget.

Strukturdirrektoratet 1995: Aktionsplan for fremme af den økologiske fødevareproduktion i Danmark. Det Økologiske Jordbrugsråd. 415 sider.

Torstensson, L. 1995: Pesticides in precipitaion - concequenses for the terrestical environment. TemaNord 558:84-93

UNEP 1992: Synthesis report of methylbromide interim scientific assessment and methyl bromid interim tecnology and economic assessment. United Nations Environment Programme, Nairobi.

van der Werf, P.A., A.Baars og G.J.M.Ooman 1995: Nutrient balances measurement of nitrogen loss on mixed ecological farms on sandy soils in the Netherlands. Biological Agriculture and Horticulture maj 1995.

Wittenborn, G. 1990: Pflanzenbestand, Leistung Nährstoffkreislauf. Diplomarbeit. Göttingen.

Østergaard, H.S., B.Stougaard og C.Jensen 1995: Nitrate leaching depending on cropping system. Biological Agriculture and Horticulture maj 1995.