VÄXTODLING Underlag till regler för minskad klimatpåverkan inom växtodlingen

VÄXTODLING Underlag till regler för minskad klimatpåverkan inom växtodlingen VÄXTODLING... 1 Underlag till regler för minskad klimatpåverkan inom växtodlingen... 1 Inledning... 1 Kväveomsättning... 1 Direkta lustgasemissioner... 1 Slutsats:... 5 Konsekvenser... 5 Användning av stallgödsel... 6 Slutsats:... 7 Konsekvenser... 7 Användning av specialgödselmedel... 8 Produktion av mineralgödsel... 8 Slutsats:... 10 Konsekvenser... 10 Kol i mark... 11 Odling på organogena jordar... 12 Slutsats:... 13 Referenser... 13 Inledning För att minska klimatpåverkan från primärproduktionen måste åtgärder vidtas inom olika delar av kedjan och beröra såväl koldioxid, metan som lustgas. Följande dokument utgör ett underlag för de regler som föreslås inom lantbruket. Dokumentet ger också förslag på områden som ytterligare bör utredas och där regler kan utformas i ett senare skede. Kväveomsättning Direkta lustgasemissioner Bildning av lustgas i marken sker genom naturliga processer (så kallad nitrifikation och denitrifikation) när kväve i ammonium- och nitratform omsätts i marken. I dessa processer sker små förluster av N 2 O, storleken bestäms framförallt av kvävetillgången samt markens vattenhalt och temperatur. Även om det endast är enstaka kilogram N 2 O som förloras per hektar vilket är en liten andel i förhållande till de stora kväveflöden som finns i jordbruket idag har de stor betydelse eftersom lustgas är en så kraftfull växthusgas (1 kg motsvarar ca

300 kg CO 2 ). Just vattenfaktorn förefaller vara viktig för hur förlusterna blir (Dobbie & Smith 2003; Fletchard m fl 2007). När markens porsystem är vattenfyllt till 60-85 % är förutsättningarna för N 2 O-bildning mest optimala (förutsatt att det finns lättlösligt kväve i marken). Att lustgasavgången i så stor omfattning styrs av klimatologiska faktorer gör att det är mycket svårt att förutsäga hur stora förlusterna blir på ett enskilt fält vid en specifik kvävegiva. Det finns europeiska fältförsök där man har haft samma kvävegiva i samma gröda och mätt N 2 O-avgång under en rad av år och fått stor variation i förluster mellan olika år pga. olika nederbörd och därmed olika vattenhalt i fält (Flechard m fl, 2007). Ett exempel på dessa variationer visas i Tabell 1.2 från en undersökning i England där N 2 O- avgången mättes på 12 försöksplatser (Dobbie & Smith 2003). De högsta uppmätta utsläppen registrerades på tre slåttervallar i juni till augusti, varav en av försöksplatserna uppvisade en mycket stor emission, totalt 27,6 kg N 2 O-N/ha. Vallen på denna försöksplats hade fått den högsta N-givan i undersökningen (427 kg N/ha) och vattenhalten i markens porsystem understeg inte någon gång under året 60 %. Tabell 1.2 Utsläpp av lustgas från åkermark i England med olika grödor (Dobbie & Smith 2003) Gröda Antal Emission kg N 2 O- N/ha och år, medelvärde Emission, kg N 2 O- N/ha och år, variation Slåttervall 9 9,7 1,7 27,6 Höstsäd 2 1,9 0,7 1,2 Potatis 1 2,4 - Jungkunst m fl (2006) sammanställde mätningar av N 2 O-avgång från åkermark från ett stort antal försöksplatser över hela Tyskland. I denna sammanställning varierade tillförda kvävegivor från 0 400 kg N/ha och uppmätta förluster varierade mellan 0,04 17,1 kg N 2 O- N/ha, se Tabell 1.3 Tabell 1.3 Utsläpp av lustgas från åkermark i Tyskland med olika markanvändning (Jungkunst m fl 2006) Gröda Antal Emission, kg N 2 O- N/ha och år, medelvärde Emission, kg N 2 O- N/ha och år, variation Ogödslad jordbruksmark 27 1,27 0,04 3,4 Gödslade gräsmarker 23 1,99 0,3 10 Gödslad åkermark (ej vall) 79 4,66 0,07 17,1 I EU-projektet GreenGrass mättes avgången av växthusgaser från vallar och betesmark på 10 olika försöksplatser i Europa från gräsmarker med olika gödslingsintensitet och användningsområden. Intensivt odlade system var klart större källor till N 2 O-emissioner än extensivt brukade gräsmarker, se Tabell 1.4. Hög N-giva gav ofta höga emissioner men det fanns också försöksplatser där hög N-giva inte systematiskt innebar höga emissioner. I dessa försök föreföll även betesdrift vara en faktor som ökar N 2 O-emissionen vilket kan tyda på närvaron av hotspots av N 2 O produktion via kontinuerligt och punktvis tillförd urin o träck 2

från djuren och klövtramp som ökar jordpackningen. Denna beteseffekt observerades framförallt på de gödslade gräsmarkerna och var inte systematisk. Tabell 1.4 Utsläpp av lustgas från gräsmarker i Europa 2002 2004 (Fletchard m fl 2007) Typ av gräsmark Emission, medel kg Emission, median Emission, variation kg N 2 O-N/ha och år 1 N 2 O-N/ha och år kg N 2 O-N/ha och år Gödslad och betad 1,77 0,74 0,0 6,4 Gödslad och obetad 0,95 0,56 0,0 3,5 Ogödslad och betad 0,48 0,17 0,0 1,3 Ogödslad och obetad 0,32 0,19 0,4 1,2 1) negativt värde innebär upptag av lustgas I marken Som tydligt framgår av dessa exempel på mätningar av N 2 O-avgång i fält är variationerna stora och detta beror framförallt på variationer i klimat som påverkar markens vattenhalt och temperatur samt variationer inom fält. Den modell som nästan uteslutande används idag för att beräkna utsläppen, internationellt och i Sverige, är Klimatpanelens riktlinjer (IPCC 1997; 2006). Denna beräkningsmodell tar endast hänsyn till tillförseln av kväve till marken och vi vet att det inte bara är tillförseln av N till marken som driver emissionsprocesserna av N 2 O. Markens vattenhalt och temperatur är två andra drivkrafter som särskilt lyfts fram av forskare i nyare publikationer. Detta innebär att osäkerheten är stor i beräkningarna och med största sannolikhet stämmer de inte överens med verkligheten, utan skall endast ses som en grov indikator på hur stora N 2 O-emissionerna kan vara. Samtidigt är N-tillförseln en av de styrande faktorerna som avgör hur mycket N 2 O som kan förloras från åkermarken och en faktor som lantbrukaren har stora möjligheter att styra över. I framtiden kommer vi sannolikt att ha bättre modeller som tar hänsyn till flera faktorer vid beräkning av lustgasutsläpp från åkermarken. Tillförseln av mineralgödselkväve till svensk åkermark år 2005 var i genomsnitt 49 kg kväve (SCB, 2007). Variationen är dock betydande beroende på bland annat gröda, skördepotential, tillgång till stallgödsel, markens kväveleverans etc. Inköp av kväve står för en väsentlig del av kostnaden i växtodlingen. Om kvävetillförsel är hög och äger rum vid fel tillfäller ökar risken för utlakning och denitrifikation och kväveutnyttjandet minskar. Genom att behovsanpassa kvävegivan minskar denna risk. Uppdaterade gödslingsrekommendationer ges årligen ut av bland annat Jordbruksverket. Gödselgivor över dessa rekommendationer är dock vanligt förkommande inom bland annat kontraktsodlad spannmål (Stenberg et el., 2005). Exempel på verktyg för behovsanpassning är användning av kalksalpetermätare, växt- och jordanalyser och N-sensor. Skördevariationen inom ett och samma fält kan vara betydande vilket även innebär att kvävebehovet varierar. Med en N-sensor mäts hur mycket ljus som reflekteras och detta översätts till hur stor biomassan och kväveinnehållet är (Delin & Wetterlind, 2006). Genom att ta hänsyn till fältvariationer kan gödseln omfördelas. Detta kan för spannmål både leda till en högre kväveeffektivitet och minskad liggsäd som i sin tur ger lägre energiåtgång för torkning av spannmål (Delin, pers). Båda dessa aspekter leder till en minskad klimatpåverkan per producerad mängd spannmål. Användningen av tekniken är dock tämligen begränsad. En metod för att ta hänsyn till variationer mellan fält i försökssammanhang är att använda sig av små ogödslade rutor (nollrutor) där kväveleveransen kan mätas med en handburen N-sensor (Gruvaeus, 2008). Denna metod kan ge en god indikation på markens 3

kväveleverans det enskilda året och leder därmed till en ökad precision i gödslingen och har därför en framtida potential att kunna användas i ett bredare sammanhang. Om en stor mängd kväve finns tillgänglig i marken ökar risken för förluster. Delad giva rekommenderas vid odling av höstvete med 11,5 % proteinhalt eller högre, eller om hög skörd förväntas (Jordbruksverket, 2007b). Även vid måttliga kvävegivor kan delad giva användas för att öka kväveutnyttjandet. Livscykelanalyser av spannmålsproduktion i Storbritannien såväl som i Sverige illustrerar tydligt att det finns ett närmast linjärt förhållande mellan kvävegiva och GWP (Brentrup et al., 2004; Elmquist et al., 2005). Högre kvävegödslingsgivor ger alltså större utsläpp av växthusgaser. Ur klimatsynpunkt kan det därför vara intressant att gödsla under den ekonomiskt optimala givan. I studien av Brentrup et al (2004) gav en sänkning av den ekonomiskt optimala kvävegivan med 25 % en ungefärlig reduktion av GWP 1 på ca 15 %. En kvävegiva som var 25 % av den rekommenderade givan i livscykelanalysen av svensk höstveteproduktion gav en reduktion som var i samma storleksordning. I takt med att katalysatorer för lustgasreduktion införs i mineralgödselfabriker kommer lustgasutsläppen från spannmålsproduktionen att minska och andelen växthusgaser som härrör från bland annat markemissioner, fältoperationer och transporter ökar. Detta innebär att man kan förvänta att den procentuella minskningen av växthuseffekten av en kvävegiva som ligger under ekonomiskt optimum blir lägre i framtiden. Sammanfattningsvis finns det olika åtgärder som odlaren kan vidta för ett förbättrat kväveutnyttjande. Exempel som nämnts är: Behovsanpassning efter variationer inom och mellan fält Delad giva anpassad efter dokumenterat behov Giva som är lägre än aktuella riktlinjer för gödsling Ett annat sätt att förbättra användningen av kväve är att sätta minimikrav på kväveutnyttjandet uttryckt i procent. Dessa krav kan sedan successivt höjas. Danmark har med sina gödselräkenskaper erfarenheter av liknande system. Framtida regler inom en klimatmärkning skulle kunna bygga på något eller en kombination av de ovan föreslagna systemen. Det finns dock ett behov av att ytterligare utreda frågan för att komma fram till hur regler bäst kan formuleras så att ett effektivt kväveutnyttjande stimuleras. Hur växtföljden utformas kan ha betydelse för hur väl kvävet kan utnyttjas på gården. En övergång från en ensidig till en mer varierad växtföljd är en av de viktigaste åtgärderna för ett långsiktigt fungerande odlingssystem (Fogelfors, 2001). En ökad integrering mellan växtodling och djurhållning bidrar till mer varierade växtföljder och minskar risken för att stallgödseln koncentreras till vissa regioner. Att odla baljväxter som avbrott i spannmålsdominerande växtföljder har många fördelar. Genom sin förmåga till kvävefixering behöver inte kvävegödselmedel tillföras baljväxter. Baljväxter har också en bra förfruktseffekt, d v s den efterföljande spannmålsgrödans skörd blir högre än om bara spannmål odlats (Fogelfors, 2001). Baljväxter kan drabbas av olika jordburna 1 GWP (Global Warming Potential) anger växthuseffekten av en gas i förhållande till koldioxid. Anges som koldioxidekvivalenter, ofta i ett 100-års perspektiv. 4

svampsjukdomar, t ex ärtrotröta hos ärt. För att minska risken för angrepp ska därför inte baljväxter som ärt återkomma alltför ofta i växtföljden. Risken för lustgasutsläpp vid odling av kvävefixerande grödor och den efterföljande omsättningen är en aspekt som behöver belysas. Många studier av klimatpåverkan från baljväxtodling utförda sedan 90-talet har använt IPCC:s tidigare beräkningsmetodik för bland annat lustgasemissioner. En litteraturstudie av lustgasemissioner vid baljväxtodling drog dock slutsatsen att dessa emissionsfaktorer kraftigt överskattade de faktiska lustgasutsläppen (Rochette & Janzen, 2005) och i de senaste riktlinjerna från IPCC (2006) ingår inte längre den biologiska kvävefixeringen i baljväxtgrödan som en tillförsel av kväve i odlingssystemet. Dessa modifierade emissionsfaktorer kan därför innebära att klimatpåverkan från baljväxtodling generellt bedöms som lägre för senare gjorda livscykelanalyser (fr o m 2007). I nuvarande riktlinjer beräknas lustgasemissionerna utifrån kväveinnehållet i de skörderester som tillförs marken vid till exempel nedplöjning. IPPC (2006) anger som riktvärde att 1 % av tillfört kväve kan förväntas avgå som lustgaskväve. Variationen kan dock vara betydande. Detta angivna riktvärde är samma oavsett om kväve tillförs som mineralgödsel, gröngödsling, skörderester eller mineraliseras från jorden. En nordamerikansk studie som jämförde lustgasemissioner vid odling av vete och ärt drog slutsatsen att lustgasemissionerna blev större vid veteodling (Dusenbury et al., 2008). Detta bekräftar bilden att odling av ärt inte torde ge upphov till betydande lustgasemissioner. En klövervall kan fixera stora mängder kväve. En olämplig hantering av en kväverik vall kan innebära att kväve kan förloras som nitrat eller ammoniak. Även detta kväve kommer till viss del att avgå som lustgas. Särskild risk för att kvävet äventyras vid omsättningen finns vid odling av kvävefixerande gröngödslingsgrödor som inte skördas utan putsas och plöjs ned. Kunskapen om olika strategier för hur gröngödsling bäst hanteras under skilda förutsättningar för minimerad lustgasavgång är mer begränsad och behöver därför vara föremål för en fördjupad analys. Regler som berör odling av gröngödslingsgrödor bör därför utformas i ett senare skede. Slutsats: Ett förbättrat kväveutnyttjande är ett effektivt sätt att minska klimatpåverkan från frilandsodlingen såväl som lantbruksgrödor. Vilka åtgärder som är lämpliga att vidta påverkas bland annat av odlingens inriktning och geografiska läge. Det finns ett flertal olika möjligheter för att uppnå ett förbättrat kväveutnyttjande på kort och lång sikt. Konsekvenser Lustgasavgången från marken utgör troligtvis det enskilt största bidraget till klimatpåverkan från svenskt jordbruk. Åtgärder för att öka kväveutnyttjandet och minska överskottskväve i marken är därför angeläget eftersom detta leder till minskad klimatpåverkan från odlingen. Som ett första steg föreslås att kvävegivan för jordbruksgrödor inte får överstiga gödslingsrekommendationer samt att kväveutnyttjandet inrapporteras. Den förväntade skörden behöver dokumenteras genom rapportering av tidigare skördenivå. Dokumentering av kväveutnyttjandet kan utgöra ett första steg mot att ställa krav på en uppnådd nivå uttryckt i procent. Detta krav måste dock gälla som ett genomsnitt för mer än ett år eftersom årsmånen kan innebära lågt kväveutnyttjande av anledningar som odlaren inte själv råder över (till exempel extrema väderleksförhållanden ett enskilt år). Vad exakt som ska ingå i 5

dokumentationen av kväveutnyttjandet behöver dessutom definieras. Ytterligare regler inom området föreslås utarbetas i framtiden för en förbättrad kvävehushållning. Användning av stallgödsel Tillförseln av kväve till svensk åkermark år 2005 var totalt 114 kg kväve per hektar, varav stallgödsel tillförde 32 kg kväve och betesgödsel 13 kg kväve (SCB, 2007). Kvävet som fördes bort i skördeprodukter uppgick till 73 kg. Överskottet på 40 kg kväve fördelade sig på ammoniakavgång (12 kg N), utlakning (16 kg N) och denitrifikation och fastläggning (12 kg N). Stallgödseln står alltså för en relativt stor andel av gödselmedelstillförseln. Hur stallgödseln används i växtföljden har en avgörande betydelse för hur väl kvävet kan utnyttjas. Spridningsteknik, spridningstidpunkt och till vilken gröda spridningen sker påverkar hur väl den ursprungliga mängden kväve i stallgödseln kan utnyttjas av växterna. Genom ett bättre utnyttjande av stallgödseln kan kompletterande tillförsel av mineralgödsel minska och/eller skördenivån öka. Ur ett livscykelperspektiv innebär båda dessa effekter att klimatpåverkan från jordbruksprodukter minskar. Möjligheten att sprida stallgödseln vid en optimal tidpunkt påverkas av lagringskapaciteten. I Blekinge, Skåne, Hallands och Gotlands län, kustområdena i Stockholms, Södermanlands, Östergötlands och Kalmar län samt forna Göteborgs och Bohus län ska jordbruksföretag med fler än 10 djurenheter ha lagringsutrymme för stallgödsel motsvarande gödselproduktion under 8 månader för nöt, häst, får eller getter. För övrig djurhållning gäller 10 månader. I övriga delar av landet gäller dessa bestämmelser enbart jordbruksföretag med fler än 100 djurenheter. I allmänhet gäller att en ökad lagringskapacitet ger ökade möjligheter att sprida stallgödseln vid en lämplig tidpunkt. Olika regler för stallgödselspridning gäller beroende på var i landet spridningen sker. I Blekinge, Skånes och Hallands län får spridning i växande gröda endast ske med släpslang eller myllningsaggregat, alternativt ska gödseln spädas ut före spridning eller bevattnas efter spridning (SJVFS 2006:66). Stockholms, Blekinge, Skåne, Hallands och Gotlands län samt Öland och delar av ytterligare sju län definieras som känsliga områden i SJVFS 2006:66. För dessa områden gäller att tillförseln av kväve via gödselmedel begränsas så att den inte överstiger den mängd som för avsedd gröda kan anses vara nödvändig för att utnyttja växtplatsen produktionsförmåga. Grödans beräknade kvävebehov och kvävetillförseln från samtliga kvävekällor ska beaktas. Spridning med släpslang eller myllningsaggregat innebär att ammoniakförlusterna minskar jämfört med bredspridning. De båda förstnämnda teknikerna är också fördelaktigare vid spridning i växande gröda, eftersom risken minskar att grödan kontamineras (Steineck et al., 2000). En senare spridningstidpunkt är särskilt gynnsamt på lerjordar eftersom vårspridning av stallgödsel kan leda till markpackning och därmed skördesänkningar. Spridning med släpslangspridning ökar i omfattning men 2005 användes fortfarande bredspridning på 60 % av den areal som fick flytgödsel. Till höstvete spreds däremot 67 % av flytgödseln med 6

släpslangspridning och endast 30 % med bredspridning. Bredspridning användes på 75 % av den uringödslade arealen (SCB, 2006). 2003 gjordes en översyn av Statistiska Centralbyråns beräkning av ammoniakavgången i jordbruket (Karlsson & Rodhe, 2002). Spridningsförlusterna för fastgödsel, urin och flytgödsel jämfördes vid olika tidpunkter och med olika spridningstekniker. Även effekten av nedbrukning uppskattades utifrån gjorda fältförsök. Vid vår- och sommarspridning av urin var skillnaderna i ammoniakförluster mellan bredspridning och släpslangspridning i regel obetydliga. Ett undantag var spridning av urin i vall där släpslangspridning var fördelaktigare. För vår- och sommarspridning av flytgödsel var släpslangspridning generellt bättre. Av den stallgödslade höstvetearealen tillfördes stallgödseln på 68 % av arealen under hösten och 36 % av arealen under våren (SCB, 2006). För höstraps var motsvarande siffror 83 resp. 21 %. På ungefär hälften av den flytgödslade höstvetearealen höstspreds gödsel. Höstspridning till höstsäd är dock olämpligt eftersom marken i regel förmår leverera det kväve som grödan behöver under hösten. Snabb nedbrukning av kväverik stallgödsel är angeläget för att minska ammoniakavgången och därmed ge möjlighet till ökat kväveutnyttjande. Karlsson & Rodhe (2002) visade att oavsett spridningsteknik var en snabb nedbrukning gynnsam för att minska ammoniakförlusterna. I dagsläget sprids två tredjedelar av flytgödseln i växande gröda, vilket omöjliggör nedbrukning. En fjärdedel av flytgödseln myllades inom 4 timmar medan 12 % av flytgödseln myllades efter 5 timmar eller inte alls (SCB, 2006). Slutsats: Stallgödselns användning i växtföljden har en avgörande betydelse för hur väl kvävet kan utnyttjas. Spridningsteknik, spridningstidpunkt och till vilken gröda spridningen sker påverkar hur väl den ursprungliga mängden kväve i stallgödseln kan utnyttjas av växterna. Trots att stallgödselhanteringen förbättrats påtagligt, kan kväveutnyttjandet ytterligare öka genom bland annat snabbare nedbrukning, ökad användning av släpslangspridare och spridning vid en optimal tidpunkt. Konsekvenser Ett högt utnyttjande av kvävet i stallgödseln ger en rad synergieffekter och kan minska jordbrukets bidrag till övergödningen, försurningen och klimatpåverkan. Åtgärder inom detta område kan ge en väsentlig förbättring av växtnäringsutnyttjandet och därmed möjlighet till en minskning av produktionens klimatpåverkan. Hur stor den minskningen blir beror på hur effektivt de berörda gårdarna idag hanterar stallgödseln. Eftersom lagringskapaciteten påverkar i vilken utsträckning som kvävet i stallgödseln kan utnyttjas i växtföljden är detta ett område som kommer att utredas vidare i nästa fas av projektet tillsammans med ytterligare regler rörande spridning av olika organiska gödselmedel. 7

Användning av specialgödselmedel Endast 3 % av den ekologiskt odlade arealen gödslades med specialgödselmedel. Resterande gödslad areal fick stallgödsel (SCB, 2007). Det finns ett flertal gödselmedel med organiska avfallsprodukter som råvara som är godkända för ekologisk produktion. Dessa är ofta torkade och pelleterade men säljs även i flytande form (Jordbruksverket, 2005). Biofer 7-9-0 som är ett benmjöl i pulverform är det vanligaste inköpta specialgödselmedlet. Därefter kommer Biofer 5-2-15 som är en pelleterad produkt baserad på köttmjöl och biprodukter från jästindustrin. Även Binadan (pelleterad kycklinggödsel) och Vinasse (en flytande biprodukt från jästindustrin) används i viss utsträckning. Användningen av konventionell slaktkycklinggödsel är endast tillåten i KRAV fram till 1 januari 2010. En livscykelanalys av gödsel från slaktkyckling från 2000 jämförde bidraget till växthuseffekten från färsk gödsel och torkad, pelleterad gödsel (Vestgöte, 2000). I studien ingick även en jämförelse med mineralgödsel med liknande sammansättning. Den totala energiåtgången för torkad, pelleterad gödsel var betydligt större än för hanteringen av färsk gödsel och även större än produktion och användning av mineralgödsel. Bidraget till växthuseffekten var dock större från mineralgödseltillverkningen än för den processade kycklinggödseln förutsatt att en förnybar energikälla används vid torkning. Torkningen var den delprocess som krävde mest energi, därefter följde paketering. I studien antogs att torkluften i trumtorken skedde med bränslepellets som producerats i en närliggande anläggning. Det finns ett stort behov av jämförande LCA-studier av processning av andra produkter än kycklinggödsel. Slutsats: Torkning av färsk gödsel är en energikrävande process. Ur energi- och klimatsynpunkt är det betydligt bättre att använda oprocessad färsk gödsel. Om den använda energin som används vid torkning och processning av restprodukter är förnybar eller utgörs av spilvärme blir påverkan på klimatet lägre. Produktion av mineralgödsel I produktionen av kvävegödsel sker utsläpp av CO 2 och lustgas i produktionen av nitrathaltiga gödselmedel. Enligt Jenssen & Kongshaug (2003) står den globala produktionen av mineralgödsel för 1,2 % av världens energianvändning och ca 1,2 % av världens utsläpp av växthusgaser. Den största energiåtgången är förknippad med produktionen av ammoniak. Det mest förekommande gödselmedlet, ammoniumnitrat, som består till lika delar av ammonium- och nitratkväve släpper ut ca 6,8 kg CO 2 -ekvivalenter i produktionen i dag (Tabell 1.5). Kalksalpeter har högre utsläpp per kg N eftersom allt kväve är nitratform, men det är endast små mängder kalksalpeter som används i jordbruket i dag. Genom reningsteknik kan de största mängderna lustgas i processerna tas bort samt även fossilbränsleanvändningen effektiviseras, detta innebär kraftigt minskade utsläpp per kg handelsgödsel. 8

Tabell 1.5 Utsläpp av växthusgaser i produktion av handelsgödselkväve Gödseltyp Utsläpp, Kommentar kg CO2-ekv per kg N Ammoniumnitrat (t ex N27) (dagens teknik I EU) 6,8 Varav drygt 60 % av utsläpp är N2O (Jensen & Kongshaug 2003) Kalksalpeter (dagens teknik I EU) 10 Högre utsläpp per kg N eftersom allt N är i nitratform (Jensen & Kongshaug 2003) Ammoniumnitrat, bästa 3 Brendrup, F pers medd 2007 möjliga teknik Ammoniumnitrat, bästa tillgängliga teknik enligt EU IPPC 2 4 Erlingsson, M remissvar 2008 Ammoniumnitrat är det helt dominerande kvävegödselmedlet i Europa. Som ett medeltal för dagens produktion i europeisk gödselindustri anges en emission om 6,8 kg CO 2 -ekv/kg N (Jensen & Kongshaug 2003) vilken utgörs av 2,2 kg CO 2 och 4,6 kg N 2 O omräknat som CO 2 - ekv. Med bästa möjliga teknik bedöms dessa utsläpp reduceras till 3 kg CO 2 -ekv/kg N (1,7 kg CO 2 och 1,3 kg N 2 O omräknat som CO 2 -ekv) (Bendrup F, pers medd 2007). Yara (dåvarande Hydro Agri) har utvecklat en metod som kan reducera lustgas med 60-80 %. Processen är lämpligast på nyare anläggningar och installerades första gången 1991 i Porsgrunn (Jenssen & Kongshaug, 2003). Det är framförallt genom att installera katalysatorer för lustgasutsläpp som klimatpåverkan från mineralkvävetillverkningen kan minska, men även energieffektiviseringar på anläggningarna har betydelse för att minska klimatpåverkan. Bästa möjliga teknik innebär således en kraftig reduktion av lustgasutsläppen men också en effektiviserad energianvändning i processen vilket leder till lägre CO 2 -utsläpp. Helt nya gödselfabriker har en potential till att komma ner till ett utsläpp på 2,5 kg CO 2 -ekv/kg N (Brendrup F, pers medd 2007). Bästa tillgängliga teknik idag där även ekonomi har beaktats har definierats vid en utsläppsnivå om 4 kg CO 2 -ekv/kg N som ammoniumnitrat, se not 4 längst ned. Davis & Haglund (1999) är en ofta använd källa i svenska livscykelanalyser av jordbruksproduktion. De angivna tabellvärdena för GWP-utsläpp av N28 uppgår till ca 8,3 resp. 9,4 kg CO 2 -ekv. per kg kväve för anläggningen i Landskrona resp. Köping. Dessa värden är betydligt högre än de som anges i tabell 1 av Jenssen & Kongshaug (2003), vilket tydligt visar att de svenska anläggningarna hade avsevärt högre klimatpåverkan än den genomsnittliga europeiska produktionen. Siffrorna för moderna anläggningar visar även den potential som finns för att minska utsläppen i framtiden. Yara lade under 2007 ner sin växtnäringsproduktion i Köping. För närvarande finns alltså ingen produktion i Sverige. I Norge sker produktionen i Glomfjord och Porsgrunn. Mineralgödseltillverkningen står ofta för betydande GWP-utsläpp vid spannmålsproduktion. En litteratursammanställning på uppdrag av Livsmedelverket (2008) indikerade att ungefär 2 Bästa tillgängliga teknik enligt EU IPCC Reference Document on Best Available Techniquies (BAT) for the Manufacture of Large Volume Inorganic Chemicals Ammonia, Acids and Fertilisers och refererat till remissvar till första omgången kriterier för klimatmärkning (Mogens Erlingsson, Yara) 9

hälften av GWP-utsläppen i svensk spannmålsproduktion kan komma från mineralgödselproduktionen. Detta är en anledning till att ekologisk produktion i tidigare utförda studier ofta har gett ett lägre bidrag till växthuseffekten för spannmålsproduktion. Florén et al. (2006) refererar till en utförd LCA-studie av veteproduktion i Västergötland där utsläppen av växthusgaser i ett ekologiskt odlingssystem uppgick till 65 % av det konventionella systemet. Exempel: I en LCA-studie av veteproduktion i Mälardalen uppgick utsläppen av växthusgaser till 0,44 kg CO 2 -ekv. per kg vete (Tidåker, 2003). Studien utgick från genomsnittliga förhållanden för veteproduktion i Mälardalen i början av 2000-talet och inkluderade relevanta flöden från produktion av insatsvaror till skördad spannmål. Kvävegödselmedlet antogs vara producerat i Köping. Eftersom dagens och framtidens produktion av kvävemineralgödsel kännetecknas av lägre utsläpp av klimatgaser än de som antogs i studien, gjordes en senare kompletterande beräkning där kvävemineralgödseln istället antogs vara producerad med europeisk genomsnittlig standard 2003 samt BAT 2003 (bästa tillgängliga teknik), båda med siffror från Jenssen & Kongshaug (2003). Resultatet av att använda de uppdaterade siffrorna för tillverkningen av mineralkväve gav stort utslag. Användning av europeisk genomsnittsdata för 2003 gav en minskning av de totala GWP-utsläppen för veteproduktion på 14 % (0,38 kg CO 2 -ekv. per kg vete), och användning av BAT 2003 minskade GWP-utsläppen med 35 % (0,29 kg CO 2 -ekv. per kg vete). Beräkningen indikerar att väsentliga förbättringar av den konventionella spannmålsodlingen är att vänta när mineralkvävegödsel tillverkas i fabriker med helt utbyggd lustgasreduktion. Enligt Mogens Erlingsson (pers) påbörjade Yara ett investeringprogam under 2006 för att minska lustgasemissionerna från sina salpetersyrafabriker. Programmet kommer att vara genomfört i början av 2009 vilket förväntas innebära en minskning till närmare 2,5 kg CO 2 - ekv. per kg kväve. För närvarande (2008) är det endast anläggningen i Sluiskil, Nederländerna, som är helt omlagd (Jenssen, pers.). Slutsats: Tillverkningen av mineralgödsel kan ge ett betydande bidrag till växtodlingens klimatpåverkan. Användningen av mineralgödsel som tillverkats med låga utsläpp av koldioxid och lustgas kan därför väsentligt reducera utsläppen av växthusgaser. Konsekvenser För närvarande är tillgången på den svenska marknaden av mineralgödsel tillverkad i anläggningar med helt utbyggd katalysatorrening av lustgas begränsad. Inom något eller några år, i takt med att alltfler katalysatorer installeras, kommer dock tillgången och tillgängligheten öka. I tabell 1 illustrerades skillnaden mellan europeisk mineralgödsel tillverkad med genomsnittlig och modern teknik. Det är dock viktigt att betona att marknaden även rymmer kvävegödselmedel från t ex östra Europa med ännu större klimatpåverkan. För vegetabilieproduktionen kan därför val av mineralgödselmedel tillverkat enligt bästa tillgängliga teknik innebära en väsentlig minskning av klimatpåverkan. 10

Kol i mark Den mest använda modellen för att beräkna förändringar i åkermarkens kolförråd under svenska förhållande är ICBM (Introductory Carbon Balance Model) som beräknar hur mycket kol en åkermark avger eller binder under ett 30-årsperspektiv (NV 2007). Parametervärden i modellen har hämtats från långliggande ramförsök vid SLU och svenska långtidsförsök. ICBM-modellen samt långliggande fältförsök i norra Europa har använts för att analysera olika odlingsåtgärders påverkan på markens kolförråd (Kätterer & Andrén, 1999). Denna studie visade att den enskilda åkermarkens potential att öka eller minska kolförråd till stor del bestäms av markens odlingshistoria. Om det ingående kolförrådet är högt (t ex genom upprepad stallgödsling eller flerårig vallodling) så kommer kol i marken att minska vid en övergång till odling av ettåriga grödor. Detta i motsats till en åkermark med ett lågt ingående kolförråd där t o m en ensidig spannmålsodling med bortförsel av halm är en odlingsmetod som kan leda till ökande kolförråd. För att använda modellen med ett säkert resultat måste man alltså ha god kännedom om åkermarkens mullhalt (startvärde), huruvida det är en minerogen eller organogen jord samt var i landet åkermarken finns. Modellen räknar sedan på olika scenarier, t ex om halm plöjs eller om stallgödsel tillförs. Svårigheten med att kvantifiera förändringar i kolförråd i åkermarken (mineraljordar) ligger i att förändringarna oftast är relativt små (några 100 kg C/ha och år) jämfört med de totala förråden om 40 90 ton C/ha. Även med en modell typ ICBM-modellen kan det vara svårt att göra beräkningar som är tillräckligt relevanta. Ingångsvärdet för markens kolförråd (startvärdet mullhalt) är viktigt och detta kan variera inom ett enskilt fält och i än högre grad på en gård. Problemen med att korrekt fastställa den ursprungliga mullhalten i marken samt att sedan kunna verifiera och säkerställa förändringar i kolförrådet orsakat av odlingsmetoder gör att det är mycket svårt att konstruera kriterier som leder till garanterat säkert uppbyggnad av kol i åkermarken. I dagsläget bedöms det inte som realistiskt att utveckla kriterier som säkert kan leda till koluppbyggnad i mineraljord. När det gäller åkermark som är organogen (d v s mulljordar) är situationen annorlunda. Mätningar av gasutbyte mellan mark och atmosfär i Finland visar på kolförluster från odlade mulljordar om 4 6 ton C/ha och år (Maljanen m fl 2007) vilket stämmer med de ganska grova beräkningar som har gjorts i den svenska klimatrapporteringen. Utsläppen av koldioxid vid odling av mulljord bedöms kunna kvantifieras med rimlig säkerhet och skulle därmed kunna ingå som ett kriterium i ett system för klimatmärkning av livsmedel. Ett problem är i så fall att klart och entydigt definiera om en åkermark är mulljord eller mullrik mineraljord, gränsen mellan mulljord och mineraljord är i praktiken ganska diffus. De sämsta grödorna på mulljord ur klimatsynpunkt är hackgrödor, därefter kommer spannmål och minst utsläpp har långliggande vallar. Det skall dock påpekas att även vallodling på mulljordar ger stora utsläpp - ca 4 t C/ha har uppmätts i finska försök - jämfört med vallodling på mineraljord. Resultaten från de finska försöken understryker att om mulljordar skall tas ur odling för att minska kolutsläppen från åkermark måste man väl studera vilka åtgärder som skall tas till för att reducera utsläppen så mycket som möjligt. Passiv igenväxning är sannolikt ingen lämplig åtgärd. Fältförsöken från Finland tyder på betydande kolförluster (ca 3 t C/ha och år) från mulljordar som övergetts för 20-30 år sedan och som fått växa igen passivt. Det finns flera internationella studier som visar på en betydande kolinlagring i permanenta gräsvallar (ref). Utifrån dessa studier kan man sannolikt skatta att ett rimligt spann för 11

kolinlagring i de svenska permanenta betesmarkerna (så kallade naturbetesmarker) ligger mellan 500 1000 kg C/ha och år, dock med betoningen att effekten är klimatberoende och att kolsänkan är mindre riktigt torra år. Det är önskvärt att naturbetesmarkerna i Sverige nyttjas så långt som möjligt, inte bara med tanke på kolinlagring men också för den biologiska mångfalden. Det bör diskuteras om det är möjligt att införa någon typ av kriterium som leder till ökad användning av naturbetesmarken i ett märkningssystem. Problemet är dock att sätta ett generellt krav som skall gälla hela landet, eftersom marktypen naturbetesmark har olika utbredning i olika delar av landet. T ex i Norrland finns det liten andel naturbetesmark så här skulle det bli svårt att efterfölja ett generellt krav på användning av naturbetesmark. Frågan bör diskuteras vidare. Odling på organogena jordar I naturligt tillstånd ackumuleras organiskt material i torvmarker vilket leder till en inbindning av kol. Vid dränering och uppodling ökar genomluftningen och det organiska materialet bryts ned snabbare än om marken lämnas orörd (Berglund & Berglund, 2008). Kolförluster från organogena jordar ger ett betydande bidrag till växthuseffekten från svenskt jordbruk och anses vara av större betydelse än metan från husdjurens foderspjälkning och gödselhantering (Jordbruksverket, 2004). I en nyligen publicerad studie uppskattades arealen organogena jordar i Sverige år 2003 till 300 000 ha, vilket är 9 % av den totala arealen jordbruksmark enligt Jordbruksverkets blockdatabas (Berglund & Berglund, 2008). Till största del utgjordes de organogena jordarna av torvjordar (7 % av totala jordbruksmarken), medan gyttjejordar utgjorde en mindre del. Odlingsintensiteten på organogena jordar är generellt lägre än den genomsnittligt brukade arealen. Ca en tredjedel av de organogena jordarna odlades med ettåriga grödor, vall odlades på ca en tredjedel och resterande andel utgjordes av mycket extensiv odling, t ex betesmark eller träda. Odlingsintensiteten av de organogena jordarna varierade mellan olika län från 55 % ettåriga grödor (Örebro län) ned till 9 % ettåriga grödor (Jönköpings län). I län som Gotland och Skåne med omfattande odling av potatis och morötter, används de organogena jordarna särskilt frekvent. Enligt uppgifter från Jordbruksverket (2004) bedöms ca 15 % av potatisodlingen och 65 % av morotsodlingen ske på organogena jordar. Exempel: Ett flertal LCA-studier har utvärderat morotsodling. Cederberg et al (2005) fann att ekologisk morotsodling på sandjord gav upphov till 36 g CO 2 -ekvivalenter per kg morot. I en studie av Lagerberg Fogelberg & Carlsson-Kanyama (2006) uppgick utsläppen av klimatgaser vid odling av konventionella morötter för färskkonsumtion till 18 g CO 2 -ekvivalenter per kg morot. Klimatpåverkan var till stor del förknippad med användningen av mineralgödsel. Om även sortering, tvättning, packning och transporter inkluderades, uppgick utsläppen av växthusgaser till 69 g per kg morötter i den sistnämnda studien. Morotsavkastningen per hektar kan variera mycket. Tidigt skördade buntade morötter kan avkasta ca 25 ton och sent skördade morötter för industriändamål kan avkasta över 80 ton (Fogelfors, 2001). En stor del av morotsodlingen sker på mulljordar. Om man antar en skörd på 55 ton, en årlig kolminskning i marken med 7,9 ton C (= 29 ton CO 2 ) samt att 8 kg lustgas- N emitteras per ha, kommer GWP-bidraget från mulljorden att vara ca 600 g CO 2 -ekv. per kg 12

morot eller 33 ton CO 2 per ha. Det blir alltså en väsentlig skillnad om man bedömer rotsaker som odlats på fastmarksjordar eller om man bedömer odling på mulljordar. Slutsats: Odling av organogena jordar leder till att stora mängder koldioxid tillförs atmosfären. Det råder osäkerhet hur stora förlusterna av kol verkligen är. Vad man dock med säkerhet kan säga är att odling av dessa jordar ger ett betydande bidrag till jordbrukets klimatpåverkan och att ökad jordbearbetning leder till snabbare bortodlingstakt. Öppen odling på mulljordar bör därför inte för tillfället vara tillåtet om man vill klimatmärka en produktion. På sikt är det dock viktigt att utreda om det finns grödor odlade med minimal jordbearbetning som liksom en övergång till långliggande vallar avsevärt kan minska bortodlingstakten. Reglerna kan därför komma att modifieras i takt med att kunskapen ökar. Referenser Berglund, Ö. & Berglund, K. 2008. Odlad organogen jord i Sverige 2003. Areal och grödfördelning uppskattad med hjälp av digitaliserade databaser. SLU, institutionen för markvetenskap, avdelningen för hydroteknik. Rapport 7. Bernesson, S. 2004. Farm-scale production of RME and ethanol for heavy diesel engines. Agraria 497. Doctoral thesis. Swedish University of Agricultural Sciences. Brentrup et al. 2004. Environmental impact assessment of agricultural production systems using the life cycle assessment (LCA) methodology II. The application to N fertilizer use in winter wheat production systems. European Journal of Agronomy 20:265-279. Cederberg, C. et al. 2008. Utsläpp av växthusgaser i ett livscykelperspektiv - fallstudie Berte Qvarn. SIK rapport, in print. Davis, J. & Haglund, C. 1999. Life cycle inventory (LCI) of fertiliser production. Fertiliser products used in Sweden and Western Europe. SIK-Report No 654. Delin, S. & Wetterlind, J. 2006. Precisionsodling med optimal kvävegödsling. Miljöforskning 4/2006. Formas. Dusenbury et al. 2008. Nitrous Oxide Emissions from a Northern Great Plains Soil as Influenced by Nitrogen Management and Cropping Systems. Journal of Environmental Quality 37:542-550. Edström, M. et al. 2005. Jordbrukssektorns energianvändning. JTI-rapport Lantbruk & Industri 342. JTI Institutet för jordbruks- och miljöteknik. Elmquist, H. et al. 2005. Environmental systems analysis of winter wheat, spring barley and spring rapeseed a study on effects of nitrogen fertiliser application rates using a simulation model. I Environmental systems analysis of arable, meat and milk production. Doctoral thesis 2005:12. SLU. Florén, B. et al. 2006. Ekologiska produkters miljönytta. SIK-rapport nr 749. SIK institutet för livsmedel och bioteknik. Fogelberg, F. et al. 2007. Energibesparing i lantbruket år 2020. Ett projekt utfört på uppdrag av Statens naturvårdsverk. JTI Institutet för jordbruks- och miljöteknik. 13

Gruvaeus, I. 2008. Vad är rätt kvävegödsling? Ur Växtpressen nr 1 2008. Yara. IPPC. 2006. Intergovermental Panel on Climate Change. 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories. Volume 4. Agriculture, Forestry and Other Land Use. Jenssen, T.K. & Kongshaug G. 2003. Energy consumption and greenhouse gas emissions in fertiliser production. Proceedings No. 509. International Fertiliser Society, York, UK. 1-29. Jordbruksverket. 2004. Förutsättningar för en minskning av växthusgasutsläppen från jordbruket. Rapport 2004:1. Jordbruksverket. 2005. Växtnäringsförsörjning inom ekologiska produktionsformer. Rapport från projektet CAP:s miljöeffekter. Rapport 2005:13. Jordbruksverket. 2007a. Försäljning av mineralgödsel 2005/06. Statistikrapport 2007:1. Statistik från Jordbruksverket. Jordbruksverket. 2007b. Riktlinjer för gödsling och kalkning 2008. Rapport 2007:22. Lagerberg Fogelberg, C. et al. 2008. Underlag för miljöanpassning av Livsmedelsverkets kostråd. Manuskript. Möller Nielsen, J. 2007. Energin i svensk växthusodling 2007. Tomat. Rapport. Cascada. Möller Nielsen, J. 2008. Energin och koldioxiden i svensk växthusodling 2008. Tomat LCA. Rapport 2. Cascada. Naturvårdsverket. 1997. Kol i marken. Konsekvenser av markanvändning i skogs- och jordbruk. Rapport 4782. Naturvårdsverket. 2006. Utsläpp av metan och lustgas från jordbrukssektorn. Under perioden 1990-2010. Rapport 5506. Naturvårdsverket. 2007. En ännu varmare värld. Växthuseffekten och klimatets förändringar. Monitor 20. Nilsson, K. & Sonesson, U. 2007. GWP-kartläggning Vad vet vi idag om klimatpåverkan från svenska livsmedel? Slutrapport. UP-07-14446. SIK. Rochette, P. & Janzen, H. 2005. Towards a revised coefficient for estimating N 2 O emissions from legumes. Nutrient Cycling in Agroecosystems 73:171-179. SCB. 2006. Gödselmedel i jordbruket 2004/05. Mineral- och stallgödsel till olika grödor samt hantering och lagring av stallgödsel. Statistiska meddelanden MI 30 SM 0603. SCB. 2007. Kväve- och fosforbalanser för jordbruksmark och jordbrukssektor 2005. Statistiska meddelanden MI 40 SM 0701. SJVFS 2006:66. Föreskrifter om ändring i Statens jordbruksverks förskrifter (SJVFS 2004:62) om miljöhänsyn i jordbruket vad avser växtnäring. Statens jordbruksverks författningssamling. Steineck, S. et al. 2000. Växtnäring i kretslopp. SLU Stenberg, M. et el. 2005. Gödslingsrekommendationer och optimala kvävegivor för lönsamhet och kväveeffektivitet i praktisk spannmålsodling. Teknisk rapport 1. Avdelningen för precisionsodling. SLU. 14

Tidåker, P. 2003. Life cycle assessment of grain production using source-separated human urine and mineral fertiliser. Rapport 251. Institutionen för lantbruksteknik. SLU. Tynelius, G. 2008. Klimatpåverkan och förbättringsåtgärder för Lantmännens livsmedel fallstudie Kronfågels slaktkyckling. Examensarbete. Institutionen för teknik och samhälle, Lunds tekniska högskola. Uppenberg et al., 2001a. Miljöfaktabok för bränslen. Del 1. Huvudrapport. Resursförbrukning och emissioner från hela livscykeln. IVL. Uppenberg et al., 2001b. Miljöfaktabok för bränslen. Del 2. Bakgrundsinformation och Teknisk bilaga. IVL. Williams et al. 2006. Determining the environmental burdens and resource use in the production of agricultural and horticultural commodities. Defra Research project ISO205. ÅF Energi och Miljöfakta. 2008. Energifakta Sveriges elförsörjning. www.energiochmiljo.se. Personliga meddelanden Mogens Erlingsson. Marknadsdirektör Yara. Föreläsning på Odling i Balans klimatseminarium 23 januari 2008 i Linköping. Kerstin Berglund. Forskare. SLU. 25 februari 2008. Inger Christensen. Trädgårdskonsult. Grön kompetens, Alnarp. 3 mars 2008. Sofia Delin. Forskare inom precisionsodling. SLU Skara. 10 mars 2008. Tore Jenssen. Miljö- och kvalitetschef Yara. 6 februari 2008. 15