| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Miljøvurdering af landbrugsprodukter

3 Miljøvurdering af landbrugsprodukter ab gård

Den centrale opgave i projektet har været at udvikle og beskrive en metode til miljøvurdering af landbrugsprodukter i tilknytning til udarbejdelse af grønne regnskaber for landbrug. Der er tale om en miljøvurdering af landbrugs-produkter ab gård, hvilket vil sige, at miljøvurderingen ikke omfatter de påvirkninger, der finder sted i forbindelse med transport og forarbejdning af råvaren samt i forbindelse med salg, forbrug og bortskaffelse.

Der indgår fire hovedkomponenter i miljøvurderingsmetoden (i overensstemmelse med UMIP-metoden): Målsætning, Afgrænsning, Opgørelse og Vurdering. De er nærmere omtalt i det følgende.

Udviklingsarbejdet har haft særlig fokus på at udvikle et værktøj, så det i praksis bliver overkommeligt at beregne nøgletal for miljøpåvirkninger pr. produkt for landbrugsbedrifter. Det har været en forudsætning, at beregningsmetoderne skal baseres på anerkendte principper for livscyklusvurderinger. Opgaven har derfor bestået i at beskrive, hvordan disse beregninger kan udføres for landbrug i tilknytning til udarbejdelse af grønne regnskaber og på grundlag af de data, der almindeligvis vil være til rådighed uden en omfattende ekstra registrering af data på landbrugsbedriften. Der er taget udgangspunkt i de beregningsmetoder og det datagrundlag, der er udviklet og anvendt i basisprojektet (projekt 'Livscyklusvurdering af basislevnedsmidler').

Det udviklede værktøj til beregning af nøgletal for miljøpåvirkninger pr. produkt består af et regneark, der gør det relativt let for landbrugskonsulenter og andre at beregne nøgletal pr. produkt i tilknytning til grønne regnskaber for landbrugsbedrifter. Regnearket, der kaldes Emipro (Emissioner og miljøpåvirkninger pr. produkt) er tilpasset, så det i størst mulig udstrækning anvender inputdata fra grønne regnskaber. Det er således forudsat, at der foreligger et grønt regnskab, når regnearket Emipro anvendes. I dette kapitel er grundlaget for beregningerne i Emipro beskrevet.

3.1 Målsætning for miljøvurdering af landbrugsprodukter ab gård

Der er lagt vægt på to formål med miljøvurdering af landbrugsprodukter ab gård. Det ene formål er, at miljøvurderingerne skal danne grundlag for en produktorienteret miljøindsats i primærlandbruget. I den sammenhæng skal miljøvurderingerne kunne anvendes til bench-marking mellem bedrifter. Det andet formål er, at miljøvurderingerne skal danne grundlag for miljø-information i hele produktkæden, dvs. miljødata for primærlandbruget skal kunne videreformidles til og anvendes af forarbejdningsvirksomhederne.

Ved bench-marking mellem bedrifter med samme produktion får man en rangordning af bedrifterne med hensyn til miljøpåvirkninger pr. produkt. Det kan man anvende i arbejdet med at reducere miljøpåvirkningerne, fordi de metoder og teknologier, der anvendes på bedrifter med små miljøpåvirkninger i mange tilfælde også kan implementeres på bedrifter med større påvirkninger. Ved sammenligning af nøgletal mellem bedrifter skal man være opmærksom på, hvad eventuelle forskelle kan være udtryk for. Det skal f.eks. undersøges, om tallene er påvirket af naturgivne forhold, som driftslederen ingen indflydelse har på, eller om de er udtryk for usikkerhed i beregnings-grundlaget. Afgrænsningen af miljøvurderingen skal medvirke til at sikre, at man får udtrykt netop de forskelle, som man er interesseret i at få synliggjort.

3.2 Afgrænsning af miljøvurderinger af landbrugsprodukter ab gård

Nogle landbrugsbedrifter producerer ét hovedprodukt, som er bedriftens vigtigste indtjeningsgrundlag og som hele eller det meste af bedriften er indrettet efter at producere. Det er f.eks. normalt tilfældet på kvægbrug med mælkeproduktion og svinebrug med en høj dyretæthed. Stort set alle bedrifter, der kun har ét hovedprodukt, producerer dog andre produkter end hovedproduktet. Disse andre produkter kan enten være koblede eller ikke-koblede med hovedproduktet. At et produkt er koblet med hovedproduktet betyder, at det produceres som en konsekvens af hovedproduktet. Der findes også mange bedrifter, der producerer en række produkter, hvoraf ingen kan udpeges som det eneste hovedprodukt. Det gælder de fleste planteavlsbrug og svinebrug med en lav dyretæthed. På disse bedrifter kan der også være produkter, der er koblede, dvs. at det ene produkt produceres som en konsekvens af det andet.

Oksekød fra udsætterkøer og tyrekalve er koblet med produktion af mælk. Grovfoderproduktion er normalt en integreret del af mælkeproduktionen. Det er som oftest hensigtsmæssigt, at grovfoderproduktionen finder sted på selve kvægbedriften, fordi dyrene skal på græs og fordi der er relativt store omkostninger forbundet med transport af grovfoder.

Husdyrgødning er altid et koblet produkt i forbindelse med husdyrproduktion.

Ved miljøvurdering af en mælkeproduktion er det naturligt at betragte hele kvægbedriften under ét, fordi processerne i både stalden og marken indgår i produktionssystemet.

Svineproduktion er ikke på samme måde som mælkeproduktion koblet med produktionen i marken. På en stor andel af svinebrugene er det almindeligt at sælge hele avlen og købe færdigfoder til dyrene. Selv på svinebedrifter, der anvender hjemmeblandet foder, kan driftslederen frit vælge hvilke afgrøder, der skal dyrkes i marken, fordi han blot kan indkøbe den nødvendige mængde foderkorn. Driftslederen kan uden hensyntagen til dyrenes foderbehov dyrke de afgrøder, som er mest rentable på den pågældende bedrift.

En miljøvurdering af svineproduktion kan derfor afgrænses til den produktion, der foregår i staldene inkl. produktionen af husdyrgødning. Planteproduktionen på en svinebedrift kan holdes uden for vurderingen, fordi der ikke er nogen egentlig kobling mellem svineproduktionen og markbruget. Hvis man i en miljøvurdering af en svineproduktion medtager markproduktionen (og korrigerer for miljøpåvirkninger fra fortrængte produkter), påvirkes nøgletallene pr. kg svinekød af de miljøpåvirkninger, som markproduktionen er årsag til. Miljøpåvirkningerne fra markproduktionen er påvirket af forhold som jordtype, klimatiske vækstbetingelser og afgrødevalg, dvs. forhold som ikke behøver at påvirke nøgletallene for svineproduktionen, fordi svinefoder er en almindelig handelsvare. Det bliver uklart, hvad nøgletallene udtrykker, hvis planteproduktionen inddrages i miljøvurderingen af svineproduktionen, fordi nøgletallene pr. kg svinekød så er påvirket af f.eks. afgrødevalg og udbytteniveau i marken. Denne problemstilling er nærmere belyst i kapitel 6, hvor der for en række svinebrug er vist beregnede nøgletal for miljøpåvirkninger pr. kg svinekød både med og uden inddragelse af markproduktionen i beregningerne.

Eksempler på kobling mellem landbrugsprodukter. Grundlag for afgrænsning af landbrugsproduktioner.

Landbrugsprodukter Koblede produkter
Mælk Oksekød, husdyrgødning, grovfoder
Oksekød fra kødkvæg Husdyrgødning, grovfoder
Svinekød Husdyrgødning
Slagtefjerkræ, æg, mink Husdyrgødning
Kornafgrøder Halm

Når der i forbindelse med en miljøvurdering af et produkt indgår et eller flere biprodukter, der ikke kan udelukkes gennem afgrænsningen af miljøvurderingen, skal man ved opgørelsen af nøgletallene korrigere for biprodukterne. Det kan i princippet gøres efter forskellige metoder. Det er besluttet, at der ikke foretages allokering. Der korrigeres i stedet for biprodukter efter princippet om systemudvidelse (Weidema, 2003).

Princippet om systemudvidelse indebærer, at betydningen af bedriftens produktion for miljøpåvirkninger og ressourceforbrug uden for bedriften (globalt) også inddrages. Det foregår på den måde, at man identificerer hvilke produktioner biprodukterne fortrænger andre steder i verden. Det vurderes f.eks. at oksekød, der fremkommer som et biprodukt i forbindelse med mælkeproduktion, fortrænger svinekød (49 %) og importeret oksekød fra kødkvæg (51 %). En bedrifts biprodukter reducerer således miljøpåvirkningerne et andet sted og det godskrives bedriften for ved at trække de miljøpåvirkninger, der er undgået et andet sted, fra bedriftens miljøpåvirkninger.

Princippet om systemudvidelse og indregning af miljøpåvirkninger fra fortrængte produkter kan også af praktiske grunde anvendes for ikke-koblede produkter, hvis der er tale om små produktioner, der ikke kan påvirke nøgletallene for hovedproduktet nævneværdigt.

De fleste planteprodukter produceres i sædskifter, hvor forskellige afgrøder dyrkes efter hinanden. Der er sjældent tale om, at en bestemt afgrøde dyrkes som en tvungen konsekvens af en anden afgrøde. Landmanden kan stort set frit sammensætte afgrødefølgen ud fra hvad der er økonomisk optimalt eller ud fra andre hensyn. Hvis man vil foretage en miljøvurdering af et bestemt planteprodukt, kan man ikke betragte de øvrige afgrøder i sædskiftet som koblede biprodukter. Det vil give misvisende resultater, hvis man anvender princippet om systemudvidelse på et helt sædskifte af afgrøder, når man ønsker at foretage en miljøvurdering af et enkelt planteprodukt, fordi miljøpåvirkningerne fra fortrængte produkter kommer til at veje alt for tungt i opgørelsen.

Ved miljøvurdering af planteprodukter beregner man de emissioner, som dyrkning af den pågældende afgrøde medfører. Biprodukter som f.eks. halm kan der korrigeres for efter princippet om systemudvidelse. Det kan endvidere være relevant at indregne forfrugtsvirkninger. Det kan ske ved at omregne en forfrugtsvirkning til handelsgødnings-ækvivalenter ud fra afgrødernes kvælstofnorm. Vinterhvede efter korn på lerjord har f.eks. en kvælstofnorm på 170 kg N pr. ha. Vinterhvede efter vinterraps har en norm på 131 kg N pr. ha ved samme udbytte. I dette eksempel svarer forfrugtsvirkningen af vinterraps i forhold til korn som forfrugt til vinterhvede til 39 kg N i handelsgødning. Derfor er det rimeligt at godskrive vinterrapsproduktionen for 39 kg N pr. ha og belaste vinterhvedeproduktionen efter vinterraps med ekstra 39 kg N i forhold til det kvælstof, der rent faktisk er tilført.

3.3 Miljøpåvirkninger og emissioner fra inputfaktorer

I det følgende gennemgås, hvordan emissioner og miljøpåvirkninger forbundet med fremstilling og transport af de inputfaktorer, der anvendes på bedriften, beregnes i Emipro. Disse emissioner og miljøpåvirkninger kaldes "eksterne", fordi de finder sted uden for bedriften.

3.3.1 Indkøbte fodermidler

Der er beregnet aggregerede nøgletal for miljøpåvirkninger for nogle af de vigtigste råvarer. Det gælder f.eks. korn, sojaskrå, rapsfrø og markært. At nøgletallene er aggregerede betyder, at alle de processer, der ligger bag produktionen af f.eks. sojaskrå er indregnet. Det vil sige, at alle de emissioner, der har været forbundet med at producere de inputfaktorer, der anvendes til at producere det pågældende fodermiddel, er indregnet, samt emissioner fra selve produktionen, fra transport, tørring mv. De samlede eksterne miljøpåvirkninger ved forbrug af et givet fodermiddel kan således umiddelbart beregnes ud fra den opfodrede mængde af fodermidlet. De aggregerede nøgletal fremgår af bilag E.

3.3.2 Foderblandinger

Der forhandles over 1000 forskellige foderblandinger i Danmark. Disse foderblandinger er produceret ud fra et stort antal råvarer. På grund af det store antal foderblandinger og den meget varierede sammensætning, er det urealistisk at udarbejde aggregerede nøgletal for miljøpåvirkninger for hver enkelt foderblanding.

For at beregne miljøpåvirkninger for foderblandinger foretages først en omregning af foderblandingen til henholdsvis "korn-ækvivalenter" og "soja-ækvivalenter". Korn er en vigtig bestanddel i de fleste foderblandinger. Sojaskrå er den vigtigste kilde til supplerende protein. Der kan være anvendt andre proteinkilder, men de kunne erstattes af sojaskrå. Omregningen til henholdsvis "korn" og "sojaskrå" sker på basis af foderblandingens proteinprocent. Der tages udgangspunkt i, at korn har et gennemsnitligt proteinindhold på 11,0 pct. af tørstof. Det beregnes, hvor meget "sojaskrå", der skal indgå i blandingen for at nå foderblandingens gennemsnitlige proteinindhold.

Miljøpåvirkningerne for foderblandingen beregnes ud fra fordelingen mellem "korn" og "sojaskrå". Der skelnes mellem foderblandinger til svin og foderblandinger til kvæg. Hvis der er tale om foderblandinger til svin, er nøgletallene for en korn-ækvivalent baseret på en blanding af hvede (50 pct.), vinterbyg (25 pct.) og vårbyg (25 pct.). En korn-ækvivalent i foderblandinger til kvæg beregnes ud fra 100 pct. vårbyg.

Ovennævnte fremgangsmåde anvendes kun for foderblandinger med et proteinindhold over 11 pct. For foderblandinger med et lavere proteinindhold end 11 pct. beregnes miljøpåvirkningerne på den måde, der er beskrevet i det følgende for biprodukter.

3.3.3 Biprodukter som fodermidler

Især i kvægbruget fodres der i betydeligt omfang med forskellige biprodukter. Det kan f.eks. være roeaffald, roepiller, brødaffald, kornbærme, mask, roemelasse, og citruskvas. Disse fodermidler bidrager først og fremmest med energi til foderrationen og kun i beskedent omfang med protein. Anvendelse af biprodukter kan derfor fortrænge korn fra foderrationen. Ved beregning af miljøpåvirkningerne omregnes biprodukter til korn-ækvivalenter. Det sker på basis af energiindholdet. Det vil sige, at 1 foderenhed (FE) i et biprodukt antages at kunne fortrænge 1 foderenhed i vårbyg. Mængden af disse biprodukter på markedet er generelt ikke bestemt af efterspørgslen fra kvægbruget, da der netop er tale om biprodukter fra andre produktioner. Ud fra en marginalbetragtning vil et øget forbrug af disse biprodukter på en bedrift medføre et øget forbrug af korn et andet sted.

3.3.4 Fosfor i mineralfoder

Miljøpåvirkninger fra mineralsk fosfor medregnes. I regnearket Emipro kan forbruget af fosfor i mineralfoder registreres.

Der kan også være tilsat mineralsk fosfor til færdigblandinger af foder. Den tilsatte mængde fosfor beregnes som differensen mellem det totale indhold af fosfor i blandingen og det naturlige indhold i foderblandingen ud fra forholdet mellem korn- og sojaækvivalenter.

3.3.5 Dyr indkøbt

Miljøpåvirkninger fra indkøbte dyr beregnes på grundlag af aggregerede nøgletal (standardtal) for de enkelte husdyrarter. I de aggregerede nøgletal indgår alle de emissioner, der har været forbundet med at producere en enhed af den pågældende husdyrart, herunder også emissioner forbundet med foderforbruget og produktionen af husdyrgødning. Nøgletallene fremgår af bilag E. Nøgletallene stammer fra basisprojektet, hvor man har identificeret hvilke typer landbrug, der vil øge produktionen ved en lille stigning i efterspørgslen. De aggregerede nøgletal er altså ikke udtryk for den gennemsnitlige miljøpåvirkning ved produktion af husdyr på alle typer landbrug. Det er gennemsnitstal for den type landbrug, der forventes at øge produktionen ved en lille stigning i efterspørgslen (marginalbetragtning).

3.3.6 Handelsgødning

Der er udarbejdet nøgletal for miljøpåvirkninger ved produktion og transport af henholdsvis N, P og K i handelsgødning. Miljøpåvirkningerne kan således beregnes ud fra en registrering af den samlede mængde af henholdsvis N, P og K i udbragt handelsgødning. Der skelnes ikke mellem forskellige gødningstyper. Nøgletallene udtrykker den miljøpåvirkning, der vil være forbundet med at producere lidt ekstra N, P og K i handelsgødning ved en lille stigning i efterspørgslen (marginalbetragtning). Nøgletallene fremgår af bilag E.

3.3.7 Husdyrgødning indkøbt

Næringsstoffer i husdyrgødning kan fortrænge næringsstoffer i handelsgødning. Derfor skal den mængde næringsstoffer i husdyrgødning, der kan fortrænge en tilsvarende mængde næringsstoffer i handelsgødning, indgå i beregningerne af de eksterne miljøpåvirkninger med de samme tal som for handelsgødning.

Den mængde kvælstof (N) i handelsgødning, som husdyrgødningen kan fortrænge, beregnes ud fra minimumskravene til udnyttelse af kvælstof i husdyrgødning. For kvælstof i svinegylle er det f.eks. 75 pct.

For P og K i husdyrgødning regnes med, at de kan erstatte P og K i handelsgødning i forholdet 1:1.

Med hensyn til de eksterne miljøpåvirkninger bliver husdyrgødning altså reelt sidestillet med handelsgødning. Modtageren af husdyrgødning, der typisk er en planteavlsbedrift, vil imidlertid få nogle større interne emissioner på grund af husdyrgødningen end hvis der i stedet var indkøbt handelsgødning. Det er den bedrift, der har produceret husdyrgødningen, der skal belastes af disse ekstra emissioner, og ikke modtageren. Derfor korrigeres beregningerne af ammoniak-, lattergas- og nitrat-emissioner for henholdsvis modtaget og leveret husdyrgødning. Korrektionen foretages ved at beregne de ekstra emissioner, der er forbundet med at anvende husdyrgødning i stedet for handelsgødning. Det er en generel beregning, der ikke tager hensyn til, hvordan modtageren i praksis har håndteret og udnyttet husdyrgødningen.

Der er regnet med, at anvendelse af husdyrgødning i forhold til handelsgødning medfører en ekstra udvaskning af nitrat svarende til 40 % af den organiske N-mængde i husdyrgødning (Uffe Jørgensen, VMPIII rapport). Der regnes i denne sammenhæng med 7 % ammoniakfordampning fra alle typer husdyrgødning i forbindelse med udbringning. Den ekstra ammoniakfordampning er da differensen mellem ammoniakfordampning fra husdyrgødning og fra handelsgødning. I følge IPCC (Intergovernmental Panel on Climate Change) regnes der med samme lattergasemission fra 1 kg N i handelsgødning og 1 kg N i husdyrgødning, nemlig 0,0125 kg N2O-N pr. kg N (IPCC, 2000). Anvendelse af husdyrgødning i stedet for handelsgødning medfører da en ekstra lattergasemission svarende til emissionen fra det ekstra kvælstof, der udbringes med husdyrgødning (den andel, der ikke er krav om at udnytte).

Det ekstra energiforbrug, der medgår til spredning af modtaget husdyrgødning i forholdt til spredning af en tilsvarende mængde næringsstoffer i handelsgødning fratrækkes modtagerens energiforbrug og tillægges producenten af husdyrgødningen.

3.3.8 Anden organisk gødning indkøbt

Mange bedrifter modtager slam, pressesaft fra grønpilleproduktion eller lignende. De eksterne miljøpåvirkninger forbundet med forbrug af anden organisk gødning beregnes efter samme princip som for modtaget husdyrgødning. Det vil sige, at kvælstofindholdet omregnes til handelsgødnings-N ud fra minimumskravet til udnyttelse af kvælstof i den pågældende gødning.

3.3.9 El

Miljøpåvirkninger forbundet med forbrug af el beregnes på grundlag af det registrerede forbrug i kWh og standardtal for miljøpåvirkninger og emissioner, der fremgår af bilag E.

3.3.10 Brændstoffer

Miljøpåvirkninger og emissioner forbundet med afbrænding af fossile brændsler som diesel, fyringsolie, benzin og naturgas beregnes ud fra det registrerede forbrug af hver brændstoftype og standardtal for miljøpåvirkninger og emissioner. Standardtallene omfatter både de emissioner, der har været forbundet med at udvinde, raffinere og transportere brændstoffer samt de direkte emissioner i forbindelse med selve afbrændingen. Her skelnes således ikke mellem interne og eksterne emissioner. De eksterne emissioner udgør under 10 pct. af de samlede emissioner, hvorfor de samlede emissioner er medtaget under interne emissioner i Emipro.

3.3.11 Kvælstoffiksering

Kvælstof fikseret af bælgplanter er også en inputfaktor. Der er ingen eksterne emissioner og eksterne miljøpåvirkninger forbundet med kvælstoffiksering. Fikseret kvælstof indgår i bedriftens samlede kvælstofregnskab. Det har bl.a. betydning for kvælstofudvaskningen. Der regnes endvidere med, at fikseret kvælstof bidrager til emissionen af lattergas. Emissionskoefficienten er i henhold til IPCC (2000) 0,0125 kgN2O-N pr. kg N fikseret.

3.3.12 Maskinstationsydelser

Arbejdsopgaver udført af en maskinstation er også en inputfaktor, der skal indgå i beregningerne. Forbruget af diesel til de udførte opgaver beregnes på grundlag af standardtal (Dalgaard et al, 2000). Det beregnede forbrug af diesel i forbindelse med maskinstationsarbejde tillægges bedriftens dieselforbrug.

3.4 Biprodukter og fortrængte miljøpåvirkninger

Der er nærmere redegjort for principperne om beregning af fortrængte miljøpåvirkninger i afsnit 3.2.

For at udføre beregningerne i Emipro skal mængden af producerede biprodukter, der indgår i miljøvurderingen registreres. De fortrængte miljøpåvirkninger beregnes på grundlag af standardtal, der fremgår af bilag E.

3.5 Beregning af emissioner på landbrugsbedriften

De emissioner, der fysisk finder sted på selve landbrugsbedriften, kaldes interne emissioner. Der beregnes interne emissioner for 8 stoffer: NH3, NO3; N2O, NOx; CH4, CO2, SO2 og PO4. Beregningen af de interne emissioner er nærmere beskrevet i det følgende.

3.5.1 Emission af NH3

Der beregnes emission af NH3 fra stalde, husdyrgødningslagre, udbragt husdyrgødning, udbragt anden organisk gødning, husdyrgødning afsat under afgræsning og handelsgødning. Emission af ammoniak bidrager til forsuring og næringssaltbelastning.

3.5.1.1 Tab af ammoniak fra stalde

Beregningen af tab af ammoniak fra stalde tager udgangspunkt i de kvælstof-tabsprocenter, der indgår i grundlaget for beregning af normtal for husdyrgødning (DJF rapport nr. 36). Tabsprocenterne angiver det samlede kvælstoftab i procent af total-N i den udskilte husdyrgødning ab dyr. Det samlede kvælstoftab i stalde omfatter både ammoniakfordampning, denitrifikation og emission af lattergas. Langt hovedparten af tabet sker som ammoniak.

Beregning af tabet fra stalde kræver registrering af husdyrarterne på bedriften, antal dyr og staldsystem for hver husdyrart. Beregningen kan korrigeres for den faktiske udskillelse af N i husdyrgødning, hvis den er beregnet. Beregningen foretages ellers ud fra normudskillelsen af N i husdyrgødning ab dyr. Det er værdifuldt at få indregnet den faktiske udskillelse i husdyrgødningen, da det har stor betydning for tabet af ammoniak.

3.5.1.2 Tab af ammoniak fra husdyrgødningslagre

Ligesom for tabet fra stalde tager beregningen af tabet fra husdyrgødningslagre udgangspunkt i de kvælstof-tabsprocenter, der indgår i grundlaget for normtal for husdyrgødning (DJF beretning nr. 36). Tabet beregnes i procent af total-N i de enkelte husdyrgødningstyper ab stald.

I Emipro kan beregningen af lagertabet fra gylletanke korrigeres for antal dage, hvor gyllen er omrørt og dermed uden flydelag samt om tanken er stærkt vindudsat. Tabet fra dybstrøelse kan korrigeres for hvor stor en andel af dybstrøelsen, der lagres i markstak (resten udbringes og spredes på marken direkte fra dybstrøelsesstalden).

3.5.1.3 Tab af ammoniak fra husdyrgødning afsat på græs

Mængden af husdyrgødning, der afsættes på græs, beregnes ud fra den tid, hvor dyrene er på græs. Hvis dyrene f.eks. er på græs i 16 timer pr. dag i 120 dage svarende til 22 pct. af et helt år, antages det at 22 pct. af den samlede kvælstofmængde i den udskilte husdyrgødning afsættes på græs.

Der regnes med, at 7 pct. af total-N, der afsættes i husdyrgødning på græs fordamper som ammoniak (Petersen, 2003). I praksis vil der givetvis være en betydelig variation afhængig af bl.a. klimaforhold, men det korrigeres der ikke for.

3.5.1.4 Tab af ammoniak fra udbragt husdyrgødning

Mængden af kvælstof i udbragt husdyrgødning beregnes ud fra den producerede mængde husdyrgødning ab lager, modtaget og afsat husdyrgødning samt beholdningsforskydninger. Tab af ammoniak beregnes for hver husdyrgødningstype ud fra udbringningsmetode, tidspunkt på året og evt. om vejrforholdene var gode, middel eller dårlige. For gylle og ajle er det f.eks. muligt at angive, om udbringningen sker med slæbeslanger eller nedfælder, på sort jord eller i en afgrøde og hvor hurtigt husdyrgødningen nedbringes.

3.5.1.5 Tab af ammoniak fra handelsgødning

Ammoniakemissionen fra handelsgødning beregnes som 3 pct. (Andersen, Ammoniakredegørelse nr. 1, 1999) af den tilførte mængde N i handelsgødning.

3.5.1.6 Tab af ammoniak fra afgrøder

Der regnes med en emission på 3 kg NH3-N fra græsafgrøder og 5 kg NH3-N fra alle øvrige afgrøder.

3.5.2 Emission af NO3

Udvaskning af nitrat bidrager til næringssaltbelastning. Størrelsen af udvaskningen afhænger af en lang række forhold og er derfor vanskelig at estimere. Nitratudvaskning kan beregnes med modelværktøjer som Fasset og Daisy. Det er imidlertid modeller, der kræver et ret omfattende datainput, og de anvendes ikke i denne sammenhæng.

I dette projekt er der udviklet en forenklet udvaskningsberegning baseret på programmet N-less, der anvendes af landbrugets konsulenter i forbindelse med VVM redegørelser mv. Den forenklede udvaskningsberegning er udviklet på grundlag af et stort antal beregninger med N-less på modellandbrug. Der er f.eks. foretaget beregninger for kvægbrug med et typisk grovfodersædskifte. Der er udført en serie af beregninger, hvor de parametre, der har størst indflydelse på udvaskningens størrelse er ændret én for én. Det drejer sig om belægningsgrad, husdyrgødningstype, græsandel, jordtype, nedbør, afgræsning efterår og tidspunkt for ompløjning af græsmarker. Ud fra disse dataserier er der udviklet en udvaskningsberegning, der kan udføres på kort tid, fordi datainputtet er beskedent. Hvis man har en udvaskningsberegning udført med et andet program, kan resultatet herfra registreres i stedet.

I basisprojektet er nitratudvaskningen beregnet som rest, dvs. som kvælstofoverskud fratrukket ammoniakfordampning, denitrifikation og ændring i jordpulje. I regnearket Emipro beregnes nitratudvaskningen (med ovennævnte model), øvrige emissioner af N samt ændringen i jordpuljen. Regnearket korrigerer automatisk de beregnede emissioner og ændringen jordpuljen, så summen af emissionerne og ændringen i jordpuljen svarer til bedriftens kvælstofoverskud. Som udgangspunkt korrigeres alle posterne proportionalt, men det er muligt manuelt at justere korrektionen.

3.5.3 Emission af N2O

Emission af lattergas (N2O) bidrager både til drivhuseffekt og næringssaltbelastning. Beregningen af emissionen af lattergas omfatter ikke mindre end otte forskellige bidrag. Det drejer sig om bidrag fra husdyrgødning afsat i stalde, husdyrgødning afsat på græs, udbragt husdyrgødning, handelsgødning, kvælstoffikserende afgrøder, afgrøderester og bidrag fra kvælstof, der er fordampet som ammoniak eller udvasket som nitrat. For alle bidrag gælder, at emissionen beregnes ud fra emissionskoefficienter, der er fastsat af IPCC (2000).

3.5.3.1 Emission af lattergas fra husdyrgødning i stald og lager

Beregningen tager udgangspunkt i mængden af kvælstof i husdyrgødning ab dyr afsat i stalden fordelt på de forskellige husdyrgødningstyper. Beregningen af N ab dyr baseres enten på normtal eller aktuelle tal, hvis der findes en staldbalance. I henhold til IPCC (2000) er emissionsfaktoren for gylle og ajle 0,001 kg N2O-N pr. kg N ab dyr. For fast gødning og dybstrøelse er emissionsfaktoren 0,02 kg N2O-N pr. kg N ab dyr.

3.5.3.2 Emission af lattergas fra husdyrgødning afsat på græs

I henhold til IPCC (2000) emitteres der 0,02 kg N2O-N pr. kg N ab dyr, der afsættes på græs.

3.5.3.3 Emission af lattergas fra udbragt husdyrgødning

Emissionsfaktoren er 0,0125 kg N2O-N pr. kg N i udbragt husdyrgødning fratrukket den andel af kvælstoffet i husdyrgødningen, der fordamper som NH3 eller NOx. Emissionsfaktoren er den samme for alle typer husdyrgødning.

3.5.3.4 Emission af lattergas fra handelsgødning

Ifølge IPCC (2000) er emissionsfaktoren 0,0125 kg N2O-N pr. kg N i handelsgødning fratrukket den andel, der fordamper som NH3 eller NOx.

3.5.3.5 Emission af lattergas fra kvælstof fikseret af bælgplanter

Kvælstof fikseret af bælgplanter bidrager også til emissionen af lattergas. I et grønt regnskab indgår altid en beregning af den mængde kvælstof, der forventes at være fikseret af bælgplanter. Ifølge IPCC (2000) er emissionsfaktoren 0,0125 kg N2O-N pr. kg N fikseret.

3.5.3.6 Emission af lattergas fra afgrøderester

Emission af lattergas fra afgrøderester er ofte det største bidrag til den samlede emission af lattergas på en landbrugsbedrift. Emissionen beregnes ud fra den samlede kvælstofmængde i de overjordiske afgrøderester, der primært består af nedmuldet halm, stub og visne plantedele. Kvælstofmængden i afgrøderester kendes umiddelbart ikke og fremgår ikke af et grønt regnskab. Derfor er det nødvendigt først at foretage en beregning af mængden af afgrøderester. Det sker på grundlag af oplysninger om afgrøde, jordtype, nedmuldet halm mv.

IPCC (2000) anbefaler, at tørstofmængden i afgrøderester fastsættes i forhold til udbyttet. I basisprojektet er fastsat faktorer for omregning mellem udbytte og tørstofmængden i afgrøderester inkl. halm. I vårbyg og vinterbyg regnes f.eks. med 1,2 kg afgrøderest inkl. halm pr. kg kerne. Hvis halmen er bjærget, så fratrække halmmængden, der er fastsat på grundlag af data fra Statistik om landbrug, Danmarks Statistik 2002. Der regnes f.eks. med, at halmudbyttet i vårbyg udgør 63 % af kerneudbyttet.

For kvælstoffikserende afgrøder fratrækkes den andel af kvælstofmængden i afgrøderesterne, der antages at være fikseret af afgrøden fra luften, fordi denne andel allerede indgår i emissionsberegningen via bidraget fra fikseret kvælstof. I kløvergræs og græs uden kløver varierer afgrøderesten afhængig af om anvendelsen er slæt eller afgræsning. I gennemsnit antages det, at afgrøderesten i græs og kløvergræs udgør 75 % af udbyttet (I basisprojektet er der regnet med 100 %). Især for grovfoderafgrøder er der usikkerhed på proteinindholdet i afgrøderesterne. I regnearket Emipro er der regnet med 8 % protein i tørstof i afgrøderester af græs og kløvergræs.

I henhold til IPCC (2000) er emissionsfaktoren er 0,0125 kg N2O-N pr. kg N i afgrøderester.

3.5.3.7 Emission af lattergas fra kvælstof fordampet som NH3

Kvælstof, der fordamper som ammoniak, bliver på et tidspunkt afsat på jorden eller i vandmiljøet, hvor det indgår i den biologiske omsætning og kan give anledning til emission af lattergas. Den samlede fordampning af ammoniak fra bedriften bliver i forvejen beregnet. I henhold til IPCC (2000) er emissionsfaktoren 0,01 kg N2O-N pr. kg NH3-N, der fordamper.

3.5.3.8 Emission af lattergas fra kvælstof udvasket som nitrat

Nitrat kan ligesom ammoniak på et tidspunkt indgå i omsætningsprocesser, der kan give anledning til emission af lattergas. Udvaskning af nitrat er i forvejen beregnet. I henhold til IPCC (2000) er emissionsfaktoren 0,025 kg N2O-N pr. kg NO3-N.

3.5.4 Emission af NOx

Der sker emission af NOx-forbindelser ved forbrænding af fossile energikilder. NOx forbindelser bidrager til forsuring. Emissionen af NOx beregnes ud fra bedriftens direkte forbrug af diesel, fyringsolie mv. korrigeret for køb og salg af maskinstationsydelser. Der er fastsat et bestemt forbrug af diesel for hver enkelt ydelse pr. ha. Korrektion for køb og salg af maskinstationsydelser kræver således registrering af arten af ydelsen, f.eks. mejetærskning, og antal ha omfattet af ydelsen.

3.5.5 Emission af CH4

Der sker emission af metan fra kvægs fordøjelsesprocesser og fra husdyrgødning under lagring. Metan bidrager til drivhuseffekt.

3.5.5.1 Emission af metan fra kvægs fordøjelsesprocesser

Der sker frigivelse af metan i forbindelse med drøvtyggeres fordøjelsesprocesser. Det antages ifølge IPCC (2000), at 6 pct. af energien i kvægfoder omdannes til metan. Emissionsberegningen tager derfor udgangspunkt i dyrenes tørstofindtag. Det aktuelle tørstofindtag anvendes, hvis det kendes, f.eks. fra en staldbalance. Ellers kan tørstofindtaget estimeres ud fra en beregning af foderbehov. Foderbehovet for f.eks. malkekøer kan beregnes ud fra antal dyr, mælkeydelse samt fedt- og proteinprocent i mælken. Det er oplysninger, der vil være til rådighed på alle bedrifter. Foderbehovet beregnes i foderenheder (FE). Det anslås, at der er 15,0 MJ pr. FE i gennemsnit i kvægfoder og at mængden af energi bundet i et kg CH4 svarer til 55,65 MJ. Emissionen af metan kan da beregnes ud fra følgende ligning:

kg CH4 = (antal FE * 15,0 MJ/FE * 0,06)/ 55,65 MJ/kg CH4

3.5.5.2 Emission af metan fra husdyrgødning

Mængden af CH4 emitteret fra kvæggødning under lagring beregnes ud fra tørstofudskillelsen ab dyr og husdyrgødningstype. Der skelnes endvidere mellem husdyrgødning afsat i stalden og husdyrgødning afsat på græs. Tørstofudskillelsen beregnes på grundlag af normtal for husdyrgødning (DJF rapport nr. 36). I henhold til IPCC (2000) anvendes følgende emissionsfaktorer (kg CH4 / kg TS i husdyrgødning): 0,0359 for malkekøer på stald; 0,0015 for malkekøer på græs; 0,0079 for opdræt på stald; 0,0010 for opdræt på græs og for kødkvæg på græs; 0,0066 for slagtekalve.

3.5.6 Emission af CO2

Der sker emission af CO2 fra afbrænding af fossile brændsler og fra nedbrydning af organisk stof. CO2 bidrager til drivhuseffekten.

3.5.6.1 Emission af kuldioxid fra fossile brændsler

Mængden af CO2, der frigives ved afbrænding af diesel, fyringsolie, naturgas og andre fossile brændsler, afhænger af brændselstypen. Beregningen af emissionen forudsætter blot, at forbruget af de enkelte brændselstyper er registreret. I beregningen medtages det energiforbrug, der er medgået til at udvinde, raffinere og transportere den pågældende brændstof- eller brændselstype. Der er således tale om en kombination af interne og eksterne emissioner. De interne emissioner er dog langt de største, hvorfor emissionen er medregnet samlet som intern.

3.5.6.2 Emission af kuldioxid fra nedbrydning af organisk stof

CO2 assimileres af afgrøderne og indbygges i organisk stof. CO2 frigives igen, når organisk stof nedbrydes. Netto-emissionen af CO2 fra organisk stof er bestemt af, hvordan puljen af organisk stof i jorden ændrer sig. Netto-emissionen er 'negativ', hvis der sker en opbygning af jordpuljen.

Det er ikke muligt at måle eller på anden måde registrere den aktuelle ændring i jordpuljen af organisk stof. Der findes forskellige modeller til at beregne et estimat for jordpuljeændringen, men der er tale om komplekse modeller, der kræver et betydeligt datainput. I basisprojektet har man beregnet den gennemsnitlige ændring i jordpuljen for forskellige typer landbrug. I regnearket Emipro fastsættes jordpuljeændringen på den enkelte bedrift ud fra disse gennemsnitstal og bedriftstypen. Der er endvidere regnet med, at C:N forholdet i den organiske pulje i jorden er 10:1. I dette projekt er netto-emissionen af CO2 fra nedbrydning af organisk stof medtaget i beregningen af miljøpåvirkningen drivhuseffekt. I basisprojektet er denne post ikke medtaget. Selv på bedrifter med relativt store ændringer i jordpuljen er det en lille post i forhold til de øvrige emissioner, der bidrager til drivhuseffekt.

3.5.7 Emission af SO2

Den eneste kilde til emission af svovldioxid internt på bedriften er afbrænding af fossile brændsler. Emissionen beregnes på grundlag af en registrering af forbruget af de forskellige brændstof- og brændselstyper.

3.5.8 Emission af PO4

Fosforoverskuddet i hele dansk landbrug var i 2000/2001 33.700 ton svarende til 13,4 kg P pr. ha (VMP III rapport, del IV). Tabet fra landbrugsjord ved udvaskning og vanderosion mv. er anslået til ca. 1000 ton P pr. år. I basisprojektet har man anvendt forholdet mellem det samlede P-overskud i landbruget og det samlede tab direkte fra landbrugsjord som grundlag for at beregne udledningen af fosfor til vandmiljøet på forskellige typer landbrug. Samme metode er anvendt i dette projekt til at omregne fra P-overskud på bedriftsniveau til udledning af P til vandmiljøet. Omregningsfaktoren bliver da 1.000 / 33.700 = 0,03. Tab af P til vandmiljøet er imidlertid i høj grad knyttet til særlige risikoarealer. Det tager denne beregningsmåde ikke højde for. Udledningen sker i tilstandsformen fosfat og bidrager til miljøpåvirkningen næringssaltbelastning.

3.6 Emissioner korrigeres for kvælstofoverskud

Udgangspunktet for beregning af nøgletal for miljøpåvirkninger på bedriftsniveau er et grønt regnskab, der indeholder et kvælstofregnskab, der viser bedriftens kvælstofoverskud på bedriftsniveau. Summen af emissionerne af NH3, NO3, N2O, N2 og ændringen i jordpuljen skal svare til bedriftens kvælstofoverskud. Da kvælstofoverskuddet og emissionerne er beregnet uafhængig af hinanden, vil der ofte være en større eller mindre uoverensstemmelse. Det vurderes, at det samlede kvælstofoverskud kan beregnes med større sikkerhed end de enkelte emissioner. Derfor korrigeres emissionerne og ændringen i jordpuljen, så de passer med kvælstofoverskuddet. Der findes ikke noget grundlag for at korrigere de enkelte emissioner individuelt. Emissionen af lattergas (N2O) er beregnet på grundlag IPCC's standard emissionsfaktorer og de forskellige input af kvælstof på bedriften. Da disse input af kvælstof også indgår i beregningen af kvælstofoverskuddet, vurderes det, at det ikke er relevant at korrigere emissionen af lattergas i forhold til kvælstofoverskuddet. De øvrige emissioner og ændringen i jordpuljen korrigeres som udgangspunkt proportionalt, så de stemmer med bedriftens samlede kvælstofoverskud. Der kan også foretages en manuel korrektion.

3.7 Beregning af potentielle miljøpåvirkninger

I det følgende er redegjort for, hvordan de fem udvalgte miljøpåvirkninger bliver beregnet. Med undtagelse af miljøpåvirkningen 'arealforbrug', så sker det på grundlag af data for interne emissioner samt aggregerede nøgletal for miljøpåvirkninger for inputfaktorer og fortrængte produkter.

Det skal bemærkes, at nøgletallene for miljøpåvirkninger generelt angiver de potentielle påvirkninger. Det betyder, at tallene forudsiger de maksimale miljøpåvirkninger fra emissionerne. De faktiske miljøpåvirkninger kan være mindre, afhængig af stedspecifikke forhold.

De aggregerede nøgletal for inputfaktorer og fortrængte produkter er baseret på flere emissioner end dem, der beregnes internt på bedriften.

Faktorerne til omregning af interne emissioner til miljøpåvirkning er gengivet i det følgende. Faktorerne svarer til dem, der er anvendt i basisprojektet.

3.7.1 Drivhuseffekt

Ved beregning af potentialet for drivhuseffekt anvendes de omregningsfaktorer, der er gældende ved en tidshorisont på 100 år (GWP100). Emissionerne af lattergas og metan på bedriften omregnes til CO2-ækvivalenter.

310g CO2-ækvivalenter pr. g N2O
21g CO2-ækvivalenter pr. g CH4

3.7.2 Forsuring

Potentialet for forsuring angives i SO2-ækvivalenter. Emissionerne af ammoniak og nitrogenoxider omregnes til SO2-ækvivalenter.

1,88g SO2-ækvivalenter pr. g NH3
0,7g SO2-ækvivalenter pr. g NOx

3.7.3 Næringssaltbelastning

Potentialet for næringssaltbelastning angives i NO3-ækvivalenter. Emissionerne af ammoniak, lattergas, nitrogenoxider og fosfat omregnes til NO3-ækvivalenter.

3,64g NO3-ækvivalenter pr. g NH3
2,82g NO3-ækvivalenter pr. g N2O
10,45g NO3-ækvivalenter pr. g PO4
1,35g NO3-ækvivalenter pr. g NOx

3.7.4 Øko-toksicitet

I bilag C er principperne for beregning af økotoksicitet beskrevet. Det teoretiske grundlag for beregning af økotoksicitet var under gennemførelsen af dette projekt endnu ikke så velkonsolideret, at det var muligt at beregne denne miljøpåvirkning i praksis.

3.7.5 Arealforbrug

Det beregnes på grundlag af det dyrkede areal på bedriften. Vedvarende græsarealer vægtes dog med faktoren 0,33.

Referencer

Andersen, J. M.; Poulsen, H.D., Børsting, C.F., Rom, H.B., Sommer, S.G. og Hutchings, N.J. 2001. Ammoniakemission fra landbruget siden midten af 80'erne, Danmarks Miljøundersøgelser. 47 s. Faglig rapport fra DMU nr. 353.

Andersen, J.M.; Sommer, S.G., Hutchings, N.J., Kristensen V.F. og Poulsen, H.D. 1999. Emission af ammoniak fra landbruget – status og kilder. Ammoniakredegørelse nr. 1. Danmarks JordbrugsForskning og Danmarks Miljøundersøgelser.

Andersen, J.M. 1999. Estimering af emissionen af metan og lattergas fra landbruget. Danmarks Miljøundersøgelser. (Arbejdsrapport nr. 116).

Dalgaard, R. 2002-2004. Personlige meddelelser. Danmarks JordbrugsForskning.

Dalgaard, R. 2003. Estimering af drivhusgasemission fra bedriftstyper i LCA-food. Notat. Ikke publiceret. Danmarks JordbrugsForskning.

Hauschild W, Wenzel H, Rasmussen E. (1996). Miljøvurdering af produkter. UMIP rapport. København: Miljøstyrelsen. ISBN 87-7810-542-0; 87-7353-199-5.

IPCC. 2000. Intergovernmental Panel on Climate Change. Good Practice Guidance and Uncertainty Management in Greenhouse Gas Inventories. www.ipcc-nggip.iges.or.jp/

IPCC. 1996. Intergovernmental Panel on Climate Change. Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories: Reference Manual. www.ipcc-nggip.iges.or.jp/

Olsen, E., Petersen, S.O., Fenhamn, J.V., Andersen, J.M. og Jacobsen B.H. 2001. Emission af drivhusgasser fra dansk landbrug. Danmarks JordbrugsForskning. (DJF rapport, Markbrug nr. 47).

Petersen, B.M., Olesen, J.E. og Heidmann, T. 2002. A flexible tool for simulation of soil carbon turnover. Ecological modelling: 151. 1-14.

Petersen, S.O. 2003. Personlig meddelelse. Danmarks JordbrugsForskning.

Poulsen, H.D., Børsting, C.F., Rom, H.B. og Sommer, S.G. 2001. Kvælstof, fosfor og kalium i husdyrgødning – normtal 2000. Danmarks JordbrugsForskning. (DJF rapport, Husdyrbrug nr. 36).

Weidema B.P., Thodberg L., Nielsen A.H., Kristensen I.S., Hermansen J.E., Hvid S.K. 2002. Produktorienteret miljøindsats i landbrugets primærproduktion. København: Miljøstyrelsen. (Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 19).

Weidema B.P. 1999. System expansions to handle co-products of renewable materials. Summaries of the 7 th LCA Case Studies Symposium SETAC-Europe: side 45-48. http://www.lca-net.com/files/casestudy99.pdf

Weidema B.P. 2001. Avoiding co-product allocation in life cycle assessment. Journal of Industrial Ecology 4(3):39-61.

 

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |



Version 1.0 Oktober 2004, © Miljøstyrelsen.