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

Miljøvurdering af landbrugsprodukter

6 Nøgletal for landbrugsbedrifter

• 6.1 Nøgletal for miljøpåvirkninger pr. kg svinekød ab gård
  • 6.1.1 Potentiel drivhuseffekt ved produktion af svinekød
  • 6.1.2 Potentiel forsuring ved produktion af svinekød
  • 6.1.3 Potentiel næringssaltbelastning ved produktion af svinekød
  • 6.1.4 Arealforbrug ved produktion af svinekød
• 6.2 Nøgletal for miljøpåvirkninger pr. kg mælk ab gård
  • 6.2.1 Potentiel drivhuseffekt ved produktion af mælk
  • 6.2.2 Potentiel forsuring ved produktion af mælk
  • 6.2.3 Potentiel næringssaltbelastning ved produktion af mælk
  • 6.2.4 Arealforbrug ved produktion af mælk

I dette afsnit præsenteres resultaterne af de beregninger af nøgletal for miljøpåvirkninger, der er udført for 16 landbrug (cases). Formålet med at beregne nøgletal for konkrete bedrifter har været dels at opnå erfaringer med beregning af nøgletal i praksis og dels at opnå viden om, hvordan tallene varierer og hvad der påvirker tallene. Fra projektets start blev der arbejdet med fire landbrug. Disse fire landbrug blev udvalgt, så de repræsenterede en bred vifte af faglige problemstillinger i forbindelse med beregning af nøgletal for miljøpåvirkninger pr. produceret enhed. Arbejdet med disse fire bedrifter har været med til at afdække mangler og uhensigtsmæssigheder i beregningsmetode og datagrundlag.

Senere i projektet er der udvalgt yderligere 12 bedrifter, der producerer enten mælk eller svinekød. De udvalgte bedrifter er ikke repræsentative for hverken mælkeproduktionen eller svineproduktionen i Danmark. De repræsenterer kun en del af den variation, der findes mellem landbrugsbedrifter.

De 16 landbrug er alle studielandbrug. Datagrundlaget for beregningerne er de data, der er tilgængelige via studielandbrugsdatabasen. Der er gode data for foderindkøb, foderforbrug, produkter, gødning og næringsstofomsætning i det hele taget. Data vedr. energiforbrug er derimod usikre og utilstrækkelige. Det har ikke været muligt at fremskaffe pålidelige data for alle bedrifter. Derfor er energiforbrug baseret på standardtal fra basisprojektet. Standardtal for energiforbrug i svineproduktionen er hentet fra bedriftstype 20-1 og 20-2. For kvægproduktionen er standardtallene hentet fra bedriftstype 17. Det betyder, at den reelle variation i energiforbrug på de 16 landbrug ikke kommer til udtryk i de beregnede nøgletal.

Beregningerne af emissioner og miljøpåvirkninger er foretaget med regnearket 'Emipro'. Arbejdet med at gennemføre de konkrete beregninger har givet anledning til en lang række tilpasninger af programmet, så det kan håndtere data for de forskellige bedrifter. Beregninger i 'Emipro' er kontrolleret ved at gennemføre tilsvarende beregningerne i programmet 'Simapro' (www.pre.nl) med de samme emissionsdata.

6.1 Nøgletal for miljøpåvirkninger pr. kg svinekød ab gård

Der er udført beregninger for fire bedrifter med søer, der både producerer smågrise og slagtesvin. Én af bedrifterne (95026) sælger over halvdelen af de smågrise, der produceres på bedriften. To bedrifter sælger en mindre andel af de producerede smågrise og på én bedrift (00082) opfedes alle de smågrise, der produceres (tabel 6.1).

I tabel 6.1 og 6.2 er svinebedrifternes kvælstof- og fosforoverskud sammenholdt med sammenligningstal (anført i parentes) for kvælstof- og fosforoverskud på svinebedrifter med samme dyretæthed og jordtype. Sammenligningstallene angiver det gennemsnitlige kvælstof- og fosforoverskud på et stort antal svinebrug i 2002. Hvis f.eks. en bedrifts kvælstofoverskud er lavere end sammenligningstallet, så har bedriften overordnet set en kvælstofudnyttelse, der er bedre en gennemsnittet for svinebrug med samme jordtype og dyretæthed.

Tabel 6.1 bedrifter med søer (producerer både smågrise og slagtesvin).

1) Inkl. modtaget og afsat husdyrgødning

2) Sammenligningstal er anført i parentes

Der er endvidere beregnet nøgletal for miljøpåvirkninger for fem bedrifter med produktion af slagtesvin. Disse bedrifter har også en betydelig produktion af salgsafgrøder.

Tabel 6.2 bedrifter med slagtesvin (ingen søer).

3) Inkl. modtaget og afsat husdyrgødning

4) Sammenligningstal er anført i parentes

For alle 9 svinebedrifter er nøgletallene pr. kg svinekød beregnet efter to forskellige metoder. Ved metode A indgår data for hele bedriften og miljøpåvirkningerne for de produkter, som salgsafgrøderne fortrænger er indregnet. Ved metode B er beregningerne alene udført for svineproduktionerne på de fem bedrifter. Hele markproduktionen er således skilt fra. Det betyder, at et evt. forbrug af hjemmeavlet foder indregnes på linie med indkøbt foder og hele produktionen af husdyrgødning ab lager indregnes som om den afsættes. Uanset, at husdyrgødningen regnes som afsat, så bliver de ekstra emissioner, som anvendelse af den producerede husdyrgødning er anledning til i forhold til anvendelse af handelsgødning, indregnet i miljøpåvirkningerne fra svineproduktionen.

De beregnede nøgletal for de fire bedrifter med søer er præsenteret i tabel 6.3. For én af bedrifterne (00082) har det kun været muligt at beregne nøgletallene efter metode A. I gennemsnit er der ikke så stor forskel på, om tallene er beregnet efter den ene eller den anden metode. Men især for miljø-påvirkningen næringssaltbelastning er der stor forskel på de enkelte bedrifter. De beregnede tal er sammenholdt med nøgletal fra basisprojektet.

Tabel 6.3 Nøgletal for potentiel miljøpåvirkning ved produktion af svinekød på bedrifter med søer 2002. Beregnet efter både metode A og B.

*)Bedrift 00082 indgår ikke i gennemsnittet.

Tabel 6.4 Nøgletal for potentiel miljøpåvirkning ved produktion af svinekød på bedrifter med slagtesvin 2002. Beregnet efter både metode A og B.

I tabel 6.4 er vist de beregnede nøgletal for de fem bedrifter med slagtesvin. På disse bedrifter er der en stor produktion af salgsafgrøder. Miljøpåvirkningerne fra fortrængte produkter kommer dermed til at veje tungt i beregningerne. Det betyder i en række tilfælde, at der er meget stor forskel på nøgletallene pr. kg svinekød afhængig af, om beregningerne er udført efter metode A eller B. Ved metode A får effektiviteten i produktionen af salgsafgrøderne indflydelse på nøgletallene for svineproduktionen, fordi jo mere effektivt salgsafgrøderne produceres jo mindre bliver de beregnede nøgletal for svineproduktionen, selv om effektiviteten i svineproduktionen ikke er ændret. Disse beregninger viser, som der også er argumenteret for i kapitel 3, at metode A ikke er hensigtsmæssig, hvis nøgletallene pr. kg svinekød alene skal afhænge af selve svineproduktionen. Det er reelt kun nøgletal beregnet efter metode B, der kan anvendes til sammenligning (bench-marking)mellem bedrifter.

I det følgende er de enkelte miljøpåvirkninger kommenteret nærmere.

6.1.1 Potentiel drivhuseffekt ved produktion af svinekød

I tabel 6.5-6.8 er for hver svinebedrift vist de beregnede tal for de vigtigste emissioner, der bidrager til miljøpåvirkningen drivhuseffekt. Interne emissioner er de emissioner, der fysisk finder sted på bedriften. Eksterne emissioner er de emissioner, der har fundet sted i forbindelse med fremstilling og transport af de hjælpestoffer (input), der anvendes på bedriften.

Det største bidrag til drivhuseffekten kommer fra lattergas. Afhængig af bedriftstype og opgørelsesmetode udgør det mellem 41 og 50 % af den samlede drivhuseffekt opgjort som CO₂-ækvivalenter. Det næststørste bidrag til drivhuseffekt kommer fra metan, der udgør mellem 24 og 33 %. Beregningerne af emissionerne af lattergas og metan er baseret på nogle forholdsvis usikre emissionskoefficienter. Da netop disse to emissioner vejer så tungt, bliver beregningen af den samlede drivhuseffekt usikker.

Den største forskel i drivhuseffekt mellem beregningsmetode A og B ses for bedrifterne 00041 og 96074. Det skyldes, at de to bedrifter har en stor produktion af salgsafgrøder i forhold til svineproduktionen og høje udbytter i afgrøderne. På bedrifterne med søer udgør miljøpåvirkningerne fra fortrængte produkter kun 10 % i gennemsnit (tabel 6.5). På bedrifterne med slagtesvin udgør miljøpåvirkningerne fra fortrængte produkter hele 44 %.

Tabel 6.5 emissioner, der bidrager til potentiel drivhuseffekt ved produktion af svinekød på bedrifter med søer 2002, kg CO₂-ækviv. Beregnet efter metode A.

Tabel 6.6 Emissioner, der bidrager til potentiel drivhuseffekt ved produktion af svinekød på bedrifter med søer 2002, kg CO₂-ækviv. Beregnet efter metode B.

Tabel 6.7 Emissioner, der bidrager til potentiel drivhuseffekt ved produktion af svinekød på bedrifter med slagtesvin 2002, kg CO₂-ækviv. Beregnet efter metode A.

Tabel 6.8 Emissioner, der bidrager til potentiel drivhuseffekt ved produktion af svinekød på bedrifter med slagtesvin 2002, kg CO₂-ækviv. Beregnet efter metode B.

6.1.2 Potentiel forsuring ved produktion af svinekød

I tabel 6.9-6.12 er for hver svinebedrift vist de beregnede tal for de vigtigste emissioner, der bidrager til miljøpåvirkningen forsuring. Ammoniak bidrager langt mest til forsuringen. Det udgør mellem 83 og 85 % af den samlede forsuring opgjort som SO₂-ækvivalenter. Langt det meste af ammoniak-emissionen finder sted på bedrifterne.

For bedrifterne med søer er der ikke stor forskel mellem de beregnede tal for forsuring efter henholdsvis metode A og B. For bedrifter med slagtesvin og en stor planteproduktion bliver forskellen mellem tallene for forsuring ved produktion af svinekød på de enkelte bedrifter langt mindre, når tallene opgøres efter metode B. Det vurderes, at tallene opgjort efter metode B (tabel 6.12) bedst kan anvendes til bench-marking mellem bedrifterne.

Tabel 6.9 Emissioner, der bidrager til forsuring ved produktion af svinekød på bedrifter med søer 2002, kg SO₂-ækviv. Beregnet efter metode A.

Tabel 6.10 Emissioner, der bidrager til forsuring ved produktion af svinekød på bedrifter med søer 2002, kg SO₂-ækviv. Beregnet efter metode B.

Tabel 6.11 Emissioner, der bidrager til forsuring ved produktion af svinekød på bedrifter med slagtesvin 2002, kg SO₂-ækviv. Beregnet efter metode a.

Tabel 6.12 emissioner, der bidrager til forsuring ved produktion af svinekød på bedrifter med slagtesvin 2002, kg SO₂-ækviv. Beregnet efter metode B.

6.1.3 Potentiel næringssaltbelastning ved produktion af svinekød

I tabel 6.13-6.16 er for hver svinebedrift vist de beregnede tal for de vigtigste emissioner, der bidrager til miljøpåvirkningen næringssaltbelastning.

Det største bidrag til næringssaltbelastning kommer fra nitrat. Det udgør mellem 45 og 56 % af den samlede næringssaltbelastning opgjort som NO₃-ækvivalenter. Det næststørste bidrag til næringssaltbelastning kommer fra ammoniak, der udgør mellem 30 og 40 %. Emissionerne af lattergas og andre kvælstofforbindelser betyder ikke meget i denne sammenhæng. Emissionerne på bedrifterne (interne emissioner) udgør på de fleste bedrifter et væsentligt større bidrag til den samlede næringssaltbelastning end de eksterne emissioner. Betydningen af de eksterne emissioner stiger med stigende andel af importeret foder.

Den beregnede udledning af fosfat til vandmiljøet er i følge disse opgørelser uden betydning for den samlede næringssaltbelastning. Det skal erindres, at fosfatudledningen til vandmiljøet er beregnet som 3 % af bedrifternes fosforoverskud svarende til det nuværende forhold mellem fosforoverskud og tab af fosfor til vandmiljøet fra landbruget som helhed. På lang sigt er der risiko for at en større andel tabes. Endelig vil der være en stor variation mellem bedrifter, da tab af fosfor især sker fra særlige risikorarealer. Disse forhold tager denne opgørelsesmetode ikke højde for.

Det vurderes, at næringssaltbelastningen er mere sikkert beregnet end drivhuseffekten.

Ligesom ved beregning af miljøpåvirkningen forsuring er der stor forskel mellem næringssaltbelastningen beregnet efter metode A og metode B for de bedrifter, der har en stor produktion af salgsafgrøder ved siden af svineproduktionen. Det er f.eks. påfaldende, at bedrift 96074 ligefrem får et negativt tal for næringssaltbelastningen (-3 g NO₃-ækviv. pr. kg svinekød), når tallet beregnes efter metode A. Beregnet efter metode B, har bedriften det højeste tal næringssaltbelastning (193 g NO₃-ækviv. pr. kg svinekød). Det hænger sammen med, at det er en bedrift med høje udbytter i salgsafgrøder, mens effektiviteten i svineproduktionen er dårligere end gennemsnittet.

Tabel 6.13 Emissioner, der bidrager til næringssaltbelastning ved produktion af svinekød på bedrifter med søer 2002, kg NO₃-ækviv. Beregnet efter metode A.

Tabel 6.14 Emissioner, der bidrager til næringssaltbelastning ved produktion af svinekød på bedrifter med søer 2002, kg NO₃-ækviv. Beregnet efter metode B.

Tabel 6.15 Emissioner, der bidrager til næringssaltbelastning ved produktion af svinekød på bedrifter med slagtesvin 2002, kg NO₃-ækviv. Beregnet efter metode A

Tabel 6.16 Emissioner, der bidrager til næringssaltbelastning ved produktion af svinekød på bedrifter med slagtesvin 2002, kg NO₃-ækviv. Beregnet efter metode B

6.1.4 Arealforbrug ved produktion af svinekød

I tabel 6.17-6.20 er vist det beregnede arealforbrug ved produktion af svinekød. Når arealforbruget beregnes efter metode B, bliver der mindre forskel i arealforbrug pr. kg svinekød, end når arealforbruget beregnes efter metode A, for ved metode B indregnes forbruget af hjemmeavlet foder med standardtal.

De beregnede arealforbrug ligger for bedrifterne lidt lavere end det arealforbrug, der er beregnet i basisprojektet.

Tabel 6.17 Arealforbrug ved produktion af svinekød på bedrifter med søer 2002, 10.000m². Beregnet efter metode A.

Tabel 6.18 Arealforbrug ved produktion af svinekød på bedrifter med søer 2002, 10.000m². Beregnet efter metode B.

Tabel 6.19 Arealforbrug ved produktion af svinekød på bedrifter med søer 2002, 10.000m². Beregnet efter metode A.

Tabel 6.20 Arealforbrug ved produktion af svinekød på bedrifter med søer 2002, 10.000m². Beregnet efter metode B.

6.2 Nøgletal for miljøpåvirkninger pr. kg mælk ab gård

Der er udført beregninger for seks kvægbedrifter med mælkeproduktion. På to af bedrifterne (01133 og 95036) er der tillige en slagtekalveproduktion. På de øvrige bedrifter består kødproduktionen alene af udsætterkøer, kvier til levebrug og småkalve. Der er generelt tale om store bedrifter med store besætninger og en høj dyretæthed.

Flere af bedrifterne har høje næringsstofoverskud. I tabel 6.21 er bedrifternes kvælstof- og fosforoverskud sammenholdt med sammenligningstal (anført i parentes) for kvælstof- og fosforoverskud på kvægbrug med samme dyretæthed og jordtype. Sammenligningstallene angiver det gennemsnitlige kvælstof- og fosforoverskud på et stort antal kvægbrug i 2002. Hvis f.eks. bedriftens kvælstofoverskud er lavere end sammenligningstallet, så har bedriften overordnet set en kvælstofudnyttelse, der er bedre en gennemsnittet for kvægbrug med samme jordtype og dyretæthed.

Tabel 6.21 Karakteristik af bedrifter med mælkeproduktion.

1) Inkl. modtaget og afsat husdyrgødning

2) Sammenligningstal er anført i parentes

Tabel 6.22 Nøgletal for potentiel miljøpåvirkning ved produktion af mælk på 6 kvægbedrifter 2002.

For kvægbedrifterne er nøgletallene beregnet på grundlag af data for hele bedriften, dvs. inklusiv miljøpåvirkninger fra alle fortrængte produkter. Det svarer til beregningsmetode A i forbindelse med beregningerne for svinebedrifterne. Grovfoderproduktion er en integreret del af mælke-produktionen på de fleste bedrifter. På nogle kvægbrug er der imidlertid også en betydelig produktion af salgsafgrøder, som i princippet er mælkeproduktionen uvedkommende. Effektiviteten i produktionen af salgsafgrøder vil påvirke beregningen af nøgletallene for mælkeproduktionen. Det vil derfor være mest korrekt at holde produktionen af salgsafgrøder uden for beregningerne, men det kompliceres af, at disse afgrøder indgår i sædskifter med grovfoderafgrøder.

6.2.1 Potentiel drivhuseffekt ved produktion af mælk

I tabel 6.23 er for hver bedrift vist de beregnede emissioner, der bidrager til drivhuseffekten ved produktion af mælk. Interne emissioner er de emissioner, der fysisk finder sted på bedriften. Eksterne emissioner har fundet sted i forbindelse med fremstilling og transport af de hjælpestoffer, der anvendes på bedriften.

Det største bidrag til drivhuseffekten kommer fra lattergas. I gennemsnit for de seks kvægbedrifter udgør det 44 % af den samlede drivhuseffekt opgjort som kg CO₂-ækvivalenter. Det næststørste bidrag komme fra metan, der bidrager med 36 % i gennemsnit. Påvirkningen fra kuldioxid udgør 17 %. Beregningerne af emissionerne af lattergas og metan er baseret på emissionskoefficienter, der vurderes til at være relativt usikre. Beregningen af den samlede drivhuseffekt bliver relativt usikker, når disse to emissioner vejer så tungt i den samlede opgørelse.

Drivhuseffekten fra fortrængte produkter udgør i gennemsnit hele 56 % af bedriftens samlede beregnede drivhuseffekt. På bedrift nr. 95023 og 95036 udgør drivhuseffekten fra de fortrængte produkter henholdsvis 75 og 63 % af bedriftens samlede drivhuseffekt. Det er formentlig forklaringen på, at det også netop er disse to bedrifter, der har nogle meget lave tal for drivhuseffekt pr. kg mælk. Bedrift nr. 95036 har produktion af slagtekalve og bedrift nr. 95023 har en stor produktion af slagtekalve. Fordelingen af drivhuseffekt fra fortrængte produkter på produktgrupper fremgår af tabel 6.24.

Ovenstående viser, at hvis der i beregningerne indgår væsentlige produktioner, der ikke direkte har noget med mælkeproduktionen at gøre, bliver nøgletallene for mælken skævvredet på samme måde som nøgletallene for svinekød.

Det vil derfor være mest korrekt at foretage en opdeling af produktionsdata, så de produktioner, der ikke vedrører mælkeproduktionen bliver skilt fra.

Tabel 6.23 Emissioner, der bidrager til potentiel drivhuseffekt ved produktion af mælk på 6 kvægbedrifter 2002, kg CO₂-ækviv.

Tabel 6.24 Biprodukters fortrængning af drivhuseffekt på 6 kvægbedrifter 2002, kg CO₂-ækviv.

6.2.2 Potentiel forsuring ved produktion af mælk

I tabel 6.25 er for hver kvægbedrift vist de emissioner, der bidrager til forsuring ved produktion af mælk. Ammoniak bidrager med hele 86 % af den samlede forsuring opgjort som SO₂-ækvivalenter. Næsten hele emissionen af ammoniak finder sted på bedriften.

Tabel 6.25 Emissioner, der bidrager til potentiel forsuring ved produktion af mælk på 6 kvægbedrifter 2002, kg SO₂-ækviv.

Den beregnede potentielle forsuring varierer mellem 6 og 13 g SO₂-ækvivalenter pr. kg mælk. De laveste tal finder vi på de bedrifter, der også har det laveste kvælstofoverskud pr. ha og de højeste tal på de bedrifter, der har de højeste kvælstofoverskud pr. ha.

Tabel 6.26 Biprodukters fortrængning af forsuring ved produktion af mælk på 6 kvægbedrifter 2002, kg SO₂-ækviv.

6.2.3 Potentiel næringssaltbelastning ved produktion af mælk

I tabel 6.27 er vist de beregnede tal for de vigtigste emissioner, der bidrager til næringssaltbelastning ved produktion af mælk. De emissioner, der fysisk finder sted på bedriften udgør i gennemsnit 95 % af det samlede bidrag til næringssaltbelastning opgjort som NO₃-ækvivalenter. Det største bidrag kommer fra nitrat, der udgør næsten 60 % af det samlede bidrag. Det næststørste bidrag kommer fra ammoniak med 29 %. Emissionerne af lattergas og andre kvælstofforbindelser tæller i denne sammenhæng kun nogle få procent.

De beregnede næringssaltbelastninger varierer fra -4 til 60 g NO₃-ækviv. pr. kg mælk. De to bedrifter (nr. 95036 og 95048) med de laveste kvælstofoverskud pr. ha, har også de laveste tal for næringssaltbelastning pr. kg mælk. Bedriften med det højeste kvælstofoverskud pr. ha (nr. 98084) har også det højeste tal for næringssaltbelastning. Som forventet kan der altså spores en sammenhæng mellem kvælstofoverskud på bedriften og næringssaltbelastning, men sammenhængen er dog ikke helt entydig, idet kvælstofoverskuddet pr. ha skal vurderes i forhold til dyretætheden pr. ha og dermed mælkeproduktionen pr. ha.

Tabel 6.27 Emissioner, der bidrager til næringssaltbelastning ved produktion af mælk på 6 kvægbedrifter 2002, kg NO₃-ækviv.

For bedrift nr. 95023 er beregnet et negativt tal for næringssaltbelastning, hvilket hænger sammen med, at næringssaltbelastningen fra fortrængte produkter er større end den beregnede næringssaltbelastning fra bedriftens samlede produktion. Det skal erindres, at bedrift nr. 95023 har en stor produktion af salgsafgrøder. Høje udbytter i disse salgsafgrøder er således medvirkende til, at miljøpåvirkningen fra fortrængte produkter bliver stor. Det meget lave tal for næringssaltbelastning fremkommer som et resultat af en høj effektivitet i både stald og mark. Hvis produktionen af salgsafgrøder var blevet holdt uden for beregningerne, ville næringssaltbelastningen pr. kg mælk dog ikke blive negativ.

Tabel 6.28 Biprodukters fortrængning af næringssaltbelastning ved produktion af mælk på 6 kvægbedrifter 2002, kg NO₃-ækviv.

6.2.4 Arealforbrug ved produktion af mælk

I tabel 6.29 er vist det beregnede arealforbrug ved produktion af mælk. Bedrifterne 95023 og 95048, som har de laveste tal for både drivhuseffekt, forsuring og næringssaltbelastning har også de laveste tal for arealforbrug pr. kg mælk produceret. Høje udbytter i afgrøderne og en god foderudnyttelse er de væsentligste forudsætninger for at opnå et lavt næringsstofoverskud og lave tal for forsuring og næringssaltbelastning, men det er også de væsentligste forudsætninger for at opnå et lavt arealforbrug pr. kg mælk produceret. Derfor er det naturligt, at tallene for de forskellige miljøpåvirkninger i grove træk varierer på samme måde mellem bedrifterne.

Tabel 6.29 Arealforbrug ved produktion af mælk på 6 kvægbedrifter 2002, 10.000 m².

Tabel 6.30 Biprodukters fortrængning af arealforbrug ved produktion af mælk på 6 kvægbedrifter 2002, 10.000m².

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

Version 1.0 Oktober 2004, © Miljøstyrelsen.