Jørgen E. Olesen og Søren O. Petersen Forskningscenter Foulum
Afd. for Plantevækst og Jord Postboks 50
DK-8830 Tjele Jørgen V. Fenhann Forskningscenter Risø Afd. for Systemanalyse Postboks 49
DK-4000 Roskilde Johnny M. Andersen
Danmarks Miljøundersøgelser Afd. for Systemanalyse
Postboks 358 DK-4000 Roskilde Brian H. Jacobsen
Statens Jordbrugs- og Fiskeriøkonomiske Institut Rolighedsvej 25
DK-1958 Frederiksberg C
Emission af drivhusgasser fra dansk landbrug
DJF rapport Markbrug nr. 47 • april 2001
Udgivelse: Danmarks JordbrugsForskning Tlf. 89 99 19 00 Forskningscenter Foulum Fax 89 99 19 19 Postboks 50
8830 Tjele
Løssalg: t.o.m. 50 sider 50,- kr.
(incl. moms) t.o.m. 100 sider 75,- kr.
over 100 sider 100,- kr.
Abonnement: Afhænger af antallet af tilsendte rapporter, men svarer til 75% af løssalgsprisen.
Forsidefoto: Henning Thomsen
Indhold
Indhold...3
Forord ...5
Sammendrag ...6
Summary...7
1. Indledning...8
2. Omsætning af C og N i relation til emission af metan og lattergas...10
2.1 Kulstofkredsløbet...10
2.2 Metan ...11
2.3 Kvælstofkredsløbet...12
3. Principper for kvantificering af emission af metan og lattergas...15
3.1 Metan fra husdyrs fordøjelsesprocesser ...15
3.2 Metan fra gødningshåndtering...16
3.3 Lattergas fra gødningshåndtering ...18
3.4 Lattergas fra handelsgødning...18
3.5 Lattergas fra udbragt husdyrgødning...19
3.6 Lattergas fra kvælstoffiksering...20
3.7 Lattergas fra afgrøderester...21
3.9 Lattergas fra gødning afsat under afgræsning ...22
3.10 Lattergas afledt fra ammoniakfordampning ...23
3.11 Lattergas afledt fra nitratudvaskning...23
4. Nye estimater for metan- og lattergas-emission ...25
4.1 Fremskrivning af husdyrhold og arealanvendelse ...25
4.2 Metan fra husdyrs fordøjelsesprocesser ...27
4.3 Metan fra gødningshåndtering...28
4.4 Lattergas fra gødningshåndtering ...28
4.5 Lattergas fra handelsgødning...29
4.6 Lattergas fra udbragt husdyrgødning...29
4.7 Lattergas fra kvælstoffiksering...29
4.8 Lattergas fra afgrøderester...30
4.9 Lattergas fra spildevandsslam og industriaffald...30
4.10 Lattergas fra dyrkning af organiske jorde...30
4.11 Lattergas fra afgræsning ...30
4.12 Lattergas fra ammoniakfordampning ...30
4.13 Lattergas fra nitratudvaskning ...31
5. Usikkerhed på emissionsopgørelsen...32
6. Muligheder for reduktion af landbrugets drivhusgas-emissioner...34
7. Forskningsbehov...37
7.1 Forskningsområder ...38
7.1.1 Reduceret energiforbrug og fortrængning af fossil energi ...38
7.1.3. Emission af drivhusgasser fra landbrugsarealer ...39 7.1.4. Systemanalyser ...41 Referencer...43
Forord
Nærværende rapport er udarbejdet af en arbejdsgruppe vedrørende drivhusgasemission fra dansk landbrug. Arbejdsgruppen blev nedsat på et møde i Fødevareministeriet den 14. juli 2000 vedrørende Klima 2012, Status og perspektiver for dansk klimapolitik. I mødet deltog repræsentanter fra Danmarks JordbrugsForskning, Danmarks Miljøundersøgelser, Forsk- ningscenter Risø, Statens Jordbrugs- og Fiskeriøkonomiske Institut, Skov- og Naturstyrelsen, Energistyrelsen og Fødevareministeriet, som danner følgegruppen for arbejdet. Arbejdet har været delvis finansieret af Energistyrelsen med reference til ovennævnte følgegruppe.
Arbejdet i denne rapport har været et led i opfølgningen af regeringens klimastrategi Klima 2012, der giver en samlet oversigt over den danske klimapolitik og den danske målsætning for reduktion af udledningen af drivhusgasser (Miljø- og Energiministeriet, 2000). Arbejds- gruppen har desuden udarbejdet en DJF-rapport, hvor der er foretaget en beregning af effek- ten af tre udvalgte tiltag til reduktion af landbrugets emission af drivhusgasser (Olesen et al., 2001).
Vi er taknemmelige for kommentarer og bidrag fra medlemmer af følgegruppen samt fra Sven G. Sommer, Torben Hvelplund, Bent Borg, Tommy Dalgaard, Bent T. Christensen, Uffe Jør- gensen og Niels Erik Andersson, Danmarks JordbrugsForskning, samt Jesper S. Schou, Gitte Blicher-Mathiesen og Carl Christian Hoffmann, Danmarks Miljøundersøgelser.
Forskningscenter Foulum, marts 2001 Jørgen E. Olesen
Sammendrag
Der er foretaget en gennemgang og revision af grundlaget for beregningerne af metan- og lattergas-emission fra landbruget. De reviderede estimater giver et fald i emissionen af metan og lattergas fra landbruget fra 14,1 Mt CO2-ækvivalenter i 1990 til 10,6 Mt CO2-ækvivalenter i 2010. De nye estimater giver mindre emission af metan (4% i 1990 og 15% i 2010), men næsten uændret emission af lattergas (1% mindre i 1990 og 3% større i 2010) sammenlignet med de tidligere beregninger. Da lattergas er en mere potent drivhusgas end metan er de nye estimater for 2010 stort set identiske med de gamle opgjort i CO2-ækvivalenter. De gamle og de nye estimater giver således et fald i landbrugets udledning af metan og lattergas fra 1990 til 2010 på henholdsvis 23% og 24%.
Udtrykt i CO2-ækvivalenter udgjorde metan 29% og lattergas de resterende 71% af den sam- lede emission af de to gasser i 1999. Bidraget af lattergas fra kvælstofomsætningen i marken udgjorde 47% af emissionen. Alle poster i emissionsopgørelsen er beregnet som produktet af en aktivitet og en emissionsfaktor, og der er usikkerhed forbundet med såvel aktiviteter som emissionsfaktorer. Usikkerheden på aktivitetsdata er for de fleste poster beskeden, omend formentlig lidt større for kvælstoffiksering, afgræsning, dyrkning af organiske jorde og kvæl- stofudvaskning. Den største samlede usikkerhed er knyttet til mængden af afgrøderester, som også er en af de største poster i opgørelsen.
For metan er emissionsfaktorerne relativt sikre, hvorimod emissionsfaktorer for lattergas ge- nerelt må betegnes som meget usikre. Baggrunden for den store usikkerhed er bl.a., at emissi- onsfaktorerne er baseret på en sammenstilling af undersøgelser som repræsenterer mange for- skellige klimaforhold, jordtyper og afgrøder. Den store usikkerhed på emissionsfaktorer for lattergas betyder ikke, at der er tilsvarende stor usikkerhed på fordelingen af de enkelte po- sters bidrag til total-emissionen. Emissionen af lattergas fra de forskellige poster i marken er således betinget af de samme mekanismer, og usikkerheden er især knyttet til niveauet for denne emission i Danmark sammenlignet med andre regioner.
Der har ikke hidtil været nogen samlet dansk forskningsindsats af betydning vedrørende land- brugets emission af drivhusgasser. Den hidtidige, noget spredte forskning vedrørende emissi- on af drivhusgasser har haft karakter af følgeforskning i forskningsprogrammer med andet hovedsigte. Dette betyder, at der kun er et meget sparsomt grundlag for vurdering af såvel emissionernes størrelse som mulige tiltag til reduktion af disse. Der er derfor udformet et for- slag til et forskningsprogram, som kan fremskaffe et bedre grundlag for såvel fastsættelse af emissions størrelse og udvikling samt kvantificering af reduktionsmuligheder. Der lægges i forskningsprogrammet vægt på at opnå en større viden om emission af metan og lattergas,
Summary
The basis for inventories of methane and nitrous oxide emissions from Danish agriculture has been reviewed and re-evaluated. This has resulted in revised estimates for most of the sources.
The revised estimates predict a decline in emissions of methane and nitrous oxide from Dan- ish agriculture from 14.1 Mt CO2 equivalents in 1990 to 10.6 Mt CO2 equivalents in 2010.
The new estimates give lower emission of methane (4% for 1990 and 15% for 2010), and al- most unchanged emissions for nitrous oxide (1% smaller for 1990 and 3% higher for 2010) compared with previous estimates. Since nitrous oxide is a more potent greenhouse gas than methane, the revised estimates are almost identical to the old ones for 2010 when expressed as CO2 equivalents. The old and the revised estimates give a decline in emissions in CO2
equivalents from 1990 to 2010 of 23 and 24%, respectively.
For 1999 the estimated emissions of methane constituted 29% of the total emission of CO2
equivalents in the form of methane and nitrous oxide. The contribution of nitrous oxide de- rived from nitrogen turnover in the field was almost 47% of the emission. All emission sources are estimated as the product of an activity and an emission factor. The estimates are associated with uncertainties in both the activities and the emission factors. The uncertainty in the activity data is rather small for most of the items, but probably somewhat larger for N fixation, grazing, and cultivation of organic soils and N leaching. The largest uncertainty is associated with the amount of crop residues, which also constitutes one of the largest contri- butions to the total greenhouse gas emissions.
Emission factors for methane are relatively certain, whereas there are large uncertainties asso- ciated with the emission factors for nitrous oxide. This is partly due to the fact that the emis- sion factors are based on emission data representing many different climatic conditions, soil types and crops. The large uncertainty in the emission factors for nitrous oxide does not imply a correspondingly large uncertainty in the relative contribution of individual sources to the total emission. The different sources of nitrous oxide in the field are affected by the same mechanisms independent of location, and thus the uncertainty is mainly associated with the level of this emission in Denmark compared with other regions.
In Denmark there has not previously been any concerted research effort to quantify emissions of greenhouse gases from agriculture. The existing, somewhat scattered research has mainly been a spin-off from research programmes with other main objectives. Accordingly there is no solid foundation for evaluation of neither emission levels nor mitigation options. A pro- posal for a research programme on emission of greenhouse gases from agriculture is therefore presented, which should provide a better basis for quantifying individual emission sources, their development over time, and the effect of reduction measures. Emphasis is given to im- prove our knowledge on emissions of methane and nitrous oxide, and to the possibilities of
1. Indledning
Den globale emission af drivhusgasser forventes fortsat at være stigende, og det anses for sandsynligt, at den menneskeskabte udsendelse af drivhusgasser i løbet at indeværende år- hundrede vil føre til betydelige ændringer i jordens klima. Sådanne ændringer i de klimatiske forhold er allerede konstateret (WMO, 1998). Den danske regering har derfor med klimastra- tegien Klima 2012 lagt op til en indsats, som skal sikre at Danmark kan ratificere Kyoto- protokollen, der omfatter tiltag som skal reducere udledningen af drivhusgasser (Miljø- og Energiministeriet, 2000). Dette omfatter begrænsning af energiforbruget og CO2 udledningen, men også metan og lattergas, som hovedsageligt stammer fra landbruget.
Den samlede danske emission af drivhusgasser er for 1990 opgjort til 76,3 Mt CO2-
ækvivalenter (Miljø- og Energiministeriet, 2000). I denne beregning er der foretaget en kor- rektion for el-import fra Norge og Sverige. Landbrugets emission af drivhusgasser blev for 1990 af Fenhann (1999) angivet til 16,6 Mt CO2-ækvivalenter. Landbruget står altså for ca.
22% af den samlede danske udledning af drivhusgasser, og her er det indirekte energiforbrug i landbruget gennem transport af varer og forbrug af hjælpestoffer endda ikke medregnet.
Landbruget et således den anden største kilde til drivhusgasser i Danmark.
I tabel 1 er udledningen af drivhusgasser fra landbruget opgjort for 1999. Udover den direkte effekt på CO2 udledningen har landbrugets energiforbrug også en lille effekt i form af direkte udledninger af metan og lattergas. Udover de nævnte kilder kommer muligvis et bidrag til CO2 fra en netto-nedgang i jordens indhold af organiske stof, som specielt må forventes ved dyrkning af organogene jorde (Olesen, 1991).
Tabel 1. Hovedposter i emissionen af drivhusgasser fra landbruget for 1999 (Fenhann, 1999; tabel 4). Emission of greenhouse gases from Danish agriculture in 1999.
Kilde Stof Mængde CO2-ækv. kt CO2 år-1 Andel (%)
Direkte energiforbrug Kuldioxid 1713 kt CO2 år-1 1.713 12 Metan 0,2 kt CH4 år-1 4 0 Lattergas 0,1 kt N2O år-1 31 0
C og N omsætning Metan 171,4 kt CH4 år-1 3.599 26
Lattergas 27,6 kt N2O år-1 8.561 62
I alt 13.908 100
Tabel 1 viser, at emission af metan og lattergas i forbindelse med den biologiske omsætning af kulstof (C) og kvælstof (N) udgør langt størstedelen af landbrugets drivhusgasemissioner.
Opgjort i CO2-ækvivalenter udgør metan 26 % og lattergas 62 % af landbrugets emission.
den største samlede post i opgørelsen. Selv hvis CO2-emissionen fra landbrugets indirekte energiforbrug på ca. 3-4 Mt CO2-ækvivalenter år-1 (Dalgaard et al., 2000) også medtages, bi- drager C- og N-omsætningen med ca. 2/3 til den totale drivhusgasemission fra landbruget.
I denne rapport er der givet en oversigt over og fremskrivning af emissionen af lattergas og metan fra dansk landbrug, herunder effekter af Vandmiljøplan II og Ammoniakhandlings- planen. Der er endvidere givet en bredere oversigt over muligheder for reduktion af drivhus- gasemissioner fra landbruget. Der er også skitseret et forskningsprogram, som vil kunne for- bedre grundlaget for vurdering af landbrugets emission af drivhusgasser samt reduktionsmu- lighederne.
2. Omsætning af C og N i relation til emission af metan og lattergas
Ifølge det Europæiske Miljøagentur er mere end 40% af metan-udledningen og mere end 50%
af lattergas-udledningen knyttet til landbrugsproduktion (European Environmental Agency, 1999). Både lattergas og metan stammer fra mikrobiologiske processer, og emissionen af de to drivhusgasser kontrolleres af en række fysisk-kemiske og biologiske forhold i de miljøer, hvor mikroorganismerne lever. Som baggrund for en beskrivelse af kilder til metan og latter- gas i landbrugssystemet giver dette afsnit en kort introduktion til kulstof- og kvælstofkredslø- bet, med særligt henblik på produktion og forbrug af metan og lattergas.
2.1 Kulstofkredsløbet
Grundlaget for alt liv er fotosyntesen, der via solenergi omdanner kuldioxid (CO2) til organisk stof og ilt. Energien, som derved bindes i det organiske stof, kan frigøres gennem to typer af processer, hhv. fermentation (forgæring) og respiration. Ved fermentation spaltes et organisk molekyle i en oxideret og en reduceret del, men den overordnede redox-status af det organiske stof er uændret. Respirationsprocesser, derimod, involverer et eksternt oxidationsmiddel, som kan være ilt, men også en række andre uorganiske forbindelser (f.eks. nitrat, sulfat eller jern).
Komplekse orga- niske forbindelser
mælkesyre, succininsyre, propionsyre, smørsyre
hydrolyse fermentation
Eddikesyre H2, CO2
CH4, CO2
CH4- produktion Eddikesyre-produ-
cerende bakterier
Alle organismer har begrænsninger mht. hvilke organiske stoffer de kan nedbryde, såvel som mht. hvilke processer de kan udføre. Hvis organismen bruger ilt som oxidationsmiddel, om- dannes nedbrydeligt organisk stof som hovedregel helt til CO2, hvilket også giver den maksi- male frigørelse af energi. Mange iltfrie processer er derimod karakteriseret ved en kun delvis nedbrydning af organiske substrater, og energiudbyttet er tilsvarende lavt. Flere små processer må ’samarbejde’ parallelt eller sekventielt om den iltfrie nedbrydning, hvis sidste trin involve- rer dannelse af metan (CH4).
2.2 Metan
Metandannelse er på flere måder en enestående proces, der hverken kan betegnes som fer- mentation eller respiration (Fenchel et al., 1998). Der er to forskellige typer af metan- dannende bakterier, hvoraf den ene type (acetoklastiske metanogener) spalter eddikesyre til metan og CO2, mens den anden type (H2/CO2 metanogener) danner metan udfra brint og kul- dioxid. Men begge typer tilhører de såkaldte archae-bakterier, hvis biokemi på mange punkter er så speciel, at gruppen må være blevet adskilt fra den gruppe, der udviklede sig til ’ægte’
bakterier og højere organismer, på et tidligt tidspunkt i evolutionen (Moss et al., 2000).
Metan dannes kun under helt iltfrie forhold, og normalt kun hvor der ikke findes eksterne oxi- dationsmidler. Figur 1 illustrerer den trinvise nedbrydning via fermentation og metan-
dannelse i et sådant miljø, som man bl.a. finder i dyrs fordøjelsessystem. Som figuren anty- der, så repræsenterer nedbrydningsforløbet et tæt samspil mellem flere grupper af mikroorga- nismer, som er afhængige af hinandens aktivitet.
Selvom mere end 60 forskellige arter af metan-dannende bakterier er blevet isoleret fra for- skellige iltfrie miljøer (f.eks. lossepladser, sumpområder, saltsøer og dyrs fordøjelseskanal), så er kun fem arter fra slægterne Methanobrevibacter og Methanosarcina fundet i vommen hos drøvtyggere (Moss et al., 2000). Disse arter er brint-forbrugende, og fjernelsen af brint er vigtig for nedbrydningen af bl.a. cellulose. I selve tarmen er andre typer af metan-dannende bakterier dog også repræsenteret.
I relation til drivhuseffekten har det stor betydning, om stofomsætningens slutprodukt er CO2
eller om slutproduktet er metan, hvis drivhuseffekt (Global Warming Potential) set over en tidshorisont på 100 år er 21 gange større end effekten af CO2. Moss et al. (2000) diskuterer mulighederne for at manipulere med drøvtyggeres fordøjelsesprocesser med henblik på at reducere metanemissionen.
Metan i atmosfæren fjernes hovedsagelig via kemisk oxidation. Men metan er en energirig forbindelse, og en lille gruppe bakterier er i stand til at oxidere metan og dermed udnytte den- ne energi. Bakteriernes aktivitet hæmmes af fysiske forstyrrelser (Priemé et al., 1997) og af
høje ammoniak-koncentrationer (Fenchel et al., 1998), og processen har derfor primært be- tydning i naturlige økosystemer med lav næringsstatus.
2.3 Kvælstofkredsløbet
Figur 2 viser en forenklet skitse af kvælstofkredsløbet. Atmosfæren indeholder omkring 80%
frit kvælstof, som kan reduceres til ammoniak af en specialiseret gruppe bakterier og blågrøn- alger gennem en proces, der kaldes N-fiksering. Luftens kvælstof kan også omdannes til mi- neralsk kvælstof gennem industrielle processer, som er meget energikrævende; disse proces- ser anvendes ved fremstilling af handelsgødning. Denne reducerede form af kvælstof kan ind- bygges i organiske forbindelser og senere frigives i forbindelse med nedbrydning af det orga- niske materiale (immobilisering/mineralisering). I et vandigt miljø er ammoniak (afhængigt af pH) primært på en ladet form, som ikke er flygtig. Frit ammoniak er derimod meget flygtig og kan fordampe til atmosfæren, hvorfra det dog senere vil blive returneret til jordoverfladen.
Mineralsk kvælstof kan som nævnt indgå i organiske forbindelser, eller det kan via den bakte- rielle proces nitrifikation omdannes til nitrat. Nitrat er et af de eksterne oxidationsmidler (se afsnit 2.1), som under iltfrie forhold kan indgå i nedbrydningen af organisk stof. Denne pro- ces, denitrifikation, omdanner nitrat til frit kvælstof.
Figur 2. Hovedelementerne i kvælstoffets kredsløb. I. Biologisk eller industriel N- fiksering; II. Immobilisering/mineralisering af N; III. Ammoniakfordampning; IV.
Nitrifikation (to uafhængige trin); og V. Denitrifikation. Både IV og V kan føre til lat- tergas-emissioner. Main elements in the nitrogen cycle. I. Biological or industrial N-fixation;
II. Immobilisation/mineralisation of N; III. Ammonia volatilisation; IV. Nitrification; V. De- nitrification. Both IV and V can lead to nitrous oxide emissions.
ATMOSFÆRE JORD
Organisk bundet N NO2
NO3 NH3NH4
NO N2O
N2
NH3
I III
IV II V
Lattergas (N2O) kan komme fra to processer i kvælstoffets kredsløb. Lattergas er et biprodukt fra nitrifikation, og et frit mellemprodukt i denitrifikation. Lattergas har en drivhuseffekt (Global Warming Potential), der er 310 gange større end effekten af CO2.
Lattergas via nitrifikation
Nitrifikation er en iltkrævende proces, som udføres af to specialiserede bakteriegrupper.
Ubalance mellem de to processer kan føre til ophobning af nitrit, som er en kraftig cellegift.
Produktionen af lattergas er sandsynligvis en mekanisme til fjernelse af nitrit. Lave iltkon- centrationer og lavt pH er to faktorer, som fremmer produktionen af lattergas via nitrifikation (Firestone og Davidson, 1989).
Lattergas via denitrifikation
Lattergas er et frit mellemprodukt i denitrifikationsprocessen (se figur 2), der som nævnt er begrænset til iltfrie miljøer. Ved overgang fra iltede til iltfrie forhold ses typisk en ophobning af lattergas. Overgangen kan være tidsmæssig, f.eks. ved nedbørshændelser, eller rumlig, f.eks. omkring planterester eller gødning under nedbrydning. Produktionen af lattergas af- hænger endvidere af forholdet mellem nedbrydeligt organisk stof og nitrat, idet overskud af nitrat fører til ophobning af lattergas fremfor frit kvælstof (Firestone og Davidson, 1989). Og- så denitrifikation producerer relativt mere lattergas ved lavt pH.
Kvælstofmineralisering og –immobilisering i landbrugsjord
Som det vil fremgå af kapitel 3, så sker lattergastab via nitrifikation og denitrifikation ikke kun ved omsætning af tilført handels- og husdyrgødning. Den interne kvælstofomsætning i tilknytning til organisk stof i jorden medfører også en lattergasemission, som afhænger af balancen mellem immobilisering og mineralisering af kvælstof.
Landbrugsjordes puljer af organisk bundet kvælstof afspejler såvel jordtype som dyrkningshi- storie. Opdyrkning fører på langt sigt til et tab af organisk stof, som medfører en nettominera- lisering af kvælstof. For organiske jorde (>10% organisk stof; se dog afsnit 3.8) er nettomine- raliseringen kvantitativt meget betydelig. Danske landbrugsjorde er overvejende mineral- jorde, hvor kvælstofmineralisering og -immobilisering i højere grad er knyttet til det tidligere og aktuelle afgrødevalg og dyrkningspraksis. Således vil gødskningsniveauet, især ved an- vendelse af husdyrgødning og tilbageførsel af afgrøderester over en årrække øge mængden af organisk bundet kvælstof i jorden, og omsætningen af dette kvælstof stimulerer nitrifikation og denitrifikation (Watson & Mills, 1998). Det er vist, at omsætning af afgrøderester med en høj kvælstofkoncentration kan resultere i en forhøjet emission af lattergas (Larsson et al., 1998).
Det er vigtigt at kende den dynamik, som er knyttet til omsætning af afgrøderester i sædskif- tet, så nettofrigivelse af kvælstof kan ske på et tidspunkt, hvor risikoen for lattergasemission (og andre tab) er begrænset, og hvor en voksende afgrøde gennem kvælstofoptagelse kan be- grænse opholdstiden i jordens puljer af uorganisk kvælstof.
3. Principper for kvantificering af emission af metan og lattergas
Dette afsnit gennemgår beregningsgrundlaget for den danske opgørelse af metan- og lattergas- emissioner fra dansk landbrug. Udgangspunktet for gennemgangen er en opgørelse udarbejdet af Fenhann (1999), som beskriver årlige tab siden 1990 samt fremskrevne tab indtil 2012.
Fenhann (1999) følger i hovedtræk den fremgangsmåde, som er beskrevet af IPCC (1997).
I det følgende behandles de forskellige kilder til metan og lattergas (se tabel 2), idet der for hver kategori gives en kort beskrivelse af baggrunden for metan- eller lattergas-emissioner, af beregningsprincipperne, og af de væsentligste usikkerhedsfaktorer. En ny vejledning omkring opgørelsesprincipperne (IPCC, 2000) korrigerer på flere punkter tidligere anbefalinger mht.
input-data eller emissionsfaktorer. De væsentligste ændringer/anbefalinger vil blive omtalt under de enkelte kategorier, men er af gode grunde ikke anvendt i den danske opgørelse fra 1999, som ligger til grund for regeringens klimastrategi, Klima 2012 (Miljø- og Energimini- steriet, 2000).
Tabel 2. Opdeling af emissionskilder (IPCC, 1997). Sources of greenhouse gas emissions from agriculture.
Stof Kilde
Metan Husdyrs fordøjelsesprocesser Gødningshåndtering
Lattergas Gødningshåndtering Handelsgødning
Udbragt husdyrgødning Kvælstoffiksering
Afgrøderester (og spildevandsslam) Dyrkning af organiske jorde
Afgræsning
Ammoniakfordampning Nitratudvaskning
3.1 Metan fra husdyrs fordøjelsesprocesser
De to væsentlige kilder til metan indenfor landbruget er hhv. husdyrenes fordøjelse og den efterfølgende lagring af husdyrgødning. Metan fra dyrenes fordøjelse er et spildprodukt, og udslippet af metan afhænger af foderets sammensætning. Et højt indhold af letforgærbare sukkerstoffer giver lav metan-produktion, hvorimod et højt indhold af træstof (cellulose) giver en høj metan-produktion. Fedt har det laveste potentiale for metan-produktion.
Drøvtyggeres mikroflora i vommen kan udnytte træstof, som udgør en relativt stor del af de- res foder. Vommen er endvidere med til at forlænge foderets opholdstid i dyret sammenlignet med f.eks. svin. Køer producerer derfor langt mere metan i forhold til indtagelsen af energi end det er tilfældet for svin. Tabel 3 angiver IPCC’s anbefalede metan-emissionsrater for ud- valgte husdyrkategorier i Vesteuropa.
Tabel 3. Metan-emissionsfaktorer for udvalgte husdyrkategorier gældende for vest- europæiske forhold (IPCC, 1997). Methane emission factors for selected domestic animals under Western European conditions.
Kategori Metan-emission (kg metan dyr-1 år-1)
Malkekøer 100
Andet kvæg 48
Får 8
Svin 1,5
IPCC (1997) beskriver to beregningsprincipper, Tier 1 og Tier 2, hvor Tier 1 benytter faste emissionsfaktorer for hver husdyrkategori, mens Tier 2 er baseret på mere detaljeret informa- tion om husdyrkarakteristika og fodring i det enkelte land. I Tier 2 beregnes energi-indtaget i foderet og ganges med en metan-emissionsfaktor for et antal husdyrkategorier. Det anbefales, at Tier 2 anvendes for kvæg og for store husdyrbestande.
Beregningerne i Fenhann (1999) benytter Tier 2 for kvægholdet, mens Tier 1 er benyttet for de øvrige dyregrupper. Beregningen af kvægets energi-indtagelse er for alle år baseret på be- regninger, som er gennemført for året 1995. Det foregår imidlertid en løbende udvikling af fodringspraksis, som går i retning af stigende energi-indtagelse og mælkeydelse pr. ko. Frem- skrivningen tager højde for dette ved at antage, at den stigende effektivitet modsvarer faldet i dyrebestanden, hvorimod det for årene siden 1990 er antaget, at emissionen pr. ko er konstant.
Der er behov for en nærmere analyse af forudsætningerne bag opgørelsen af metan- emissioner fra husdyrs fordøjelse.
IPCC (2000) anbefaler, at denne post så vidt muligt baseres på sammensætningen af den ak- tuelle husdyrbestand og den aktuelle fodersammensætning i det enkelte land. Det anføres, at emissionsfaktoren kan variere en del afhængigt af foderets kvalitet.
3.2 Metan fra gødningshåndtering
varierer ligeledes med staldsystemet. Potentialet for metan-produktion er større i svinegød- ning end i kvæggødning pga. kvægets mere effektive fordøjelsessystem.
I gyllelagre er der gode betingelser for metan-produktion. Metan-emissionen afhænger af gyllens sammensætning, af temperaturen i lageret som følger den aktuelle lufttemperatur nøje (Husted, 1994), og muligvis af metan-omsætning i flydelaget (Sommer et al., 2000). For fast gødning er situationen mere kompliceret, idet materialets beluftning afhænger af gødningens indhold af letnedbrydeligt organisk stof, af mængden af iblandet strøelse samt af lagringsbe- tingelserne. En åben struktur med et godt luftskifte fremmer muligheden for, at den faste gød- ning komposterer. Den tilhørende varmeudvikling forstærker luftskiftet i lageret yderligere og kan forøge risikoen for udslip af metan fra iltfrie processer i lagerets indre (Sommer og Møl- ler, 2000). Der synes at være en større tendens til kompostering i fast svinegødning end i fast kvæggødning (Petersen et al., 1998a). I lagre med komposterende gødning har den aktuelle lufttemperatur kun begrænset betydning for omsætningsprocesserne, herunder metan- emission.
Ifølge IPCC (1997) skal emissionen af metan fra husdyrgødning beregnes på grundlag af hus- dyrpopulationer, fordelingen af staldsystemer og dermed lagringsbetingelser, og dyrenes gød- ningsproduktion. Den såkaldte Tier 2 metode, som skelner mellem flere underkategorier og aldersklasser, skal benyttes i lande, hvor denne post er væsentlig i forhold til landbrugets samlede metan-budget.
Fenhann (1999) benytter informationer fra Danmarks Statistik mht. antal husdyr i de katego- rier, som IPCC (Tier 2) definerer. Metan-emissionsfaktorer og fordelingen af lagringsbetin- gelser indenfor hver husdyrkategori er baseret på danske normtal (Laursen, 1994), dvs. forde- lingen er holdt konstant i hele perioden 1990-2012, og det er ikke forsøgt at tage højde for ændringer i fordelingen af staldtyper og gødningshåndtering.
For lagringsbetingelserne skelner IPCC mellem kolde, tempererede og varme klimazoner.
IPCC (2000) anbefaler, at der udvikles metan-emissionsfaktorer for aktuelle lagringsbetingel- ser i hvert land, som bl.a. tager hensyn til opholdstid i stald og lager, for gødningens sammen- sætning, og for daglige/sæsonmæssige temperaturvariationer. Som nævnt følger gyllelagres temperatur omgivelsernes temperatur, men for fast gødning eller dybstrøelse, der komposte- rer, er en sådan opdeling i klimazoner problematisk.
IPCC (2000) foreskriver endvidere, at opsamling af metan til energiformål fremover skal modregnes. Risø’s opgørelse inddrager allerede metan-produktion i biogasanlæg, men kor- rektionen for metan afledt fra tilsat organisk affald er vanskelig.
3.3 Lattergas fra gødningshåndtering
Der er kun fundet beskedne emissioner af lattergas fra stalde (Henriksen et al., 2000) og gyl- lelagre (Sommer et al., 2000). For lagre med fast gødning eller dybstrøelse kan lattergas- emission, ligesom metan, være afhængig af potentialet for kompostering. Men hvor metan- emissioner vil stamme fra lagerets indre, iltfrie dele, så stammer lattergas-emissioner for- mentlig fra iltfattige lag nær lagerets overflade. Der er dog meget begrænset viden om kvæl- stofomsætningen i fast gødning og dermed stor usikkerhed omkring reguleringen af gasformi- ge tab fra denne kilde.
Selvom datagrundlaget er uhyre spinkelt, foreslår IPCC en metode til estimering af lattergas- emissioner fra lagre med husdyrgødning. Metoden er baseret på kvælstofudskillelsen fra et antal husdyrkategorier (de samme som anvendes til beregning af metan-emissioner) samt de aktuelle lagringsbetingelser i hvert land.
Fenhann (1999) benytter informationer fra Danmarks Statistik mht. antal husdyr i de katego- rier, som IPCC’s Tier 2 omfatter. Lattergas-emissionsfaktorer er som anbefalet af IPCC (1997). En fast fordeling af gødningsmængder og lagringsbetingelser indenfor hver husdyr- kategori er baseret på danske normtal (Poulsen og Kristensen, 1997). Også for lattergas be- nyttes en fast fordeling for hele perioden 1990-2012.
IPCC (2000) definerer lattergas-emissionsfaktorer for flere nye kategorier af gødningshåndte- ring. Det anbefales, at nationale emissionsfaktorer benyttes fremfor de angivne tabel-værdier, såfremt veldokumenterede undersøgelser foreligger.
3.4 Lattergas fra handelsgødning
Handelsgødning kan føre til lattergas-emissioner via de to processer, nitrifikation og denitrifi- kation. Kun ammonium-kvælstof vil stimulere nitrifikationen, mens nitrat (i handelsgødning eller produceret via nitrifikation) kan stimulere denitrifikationen, dog kun hvis bakterierne har adgang til letnedbrydeligt organisk materiale og der er iltfattige forhold.
IPCC (1997) anbefaler, at denne post beregnes på grundlag af det nationale forbrug af kvæl- stof i handelsgødning, men korrigeret for atmosfæriske tab af ammoniak og kvælstofilter på 10% (herefter kun omtalt som ammoniakfordampning); disse kvælstof-gasser er ikke involve- ret i drivhuseffekten, men vil blive returneret til jordoverfladen på et senere tidspunkt (jfr.
afsnit 3.10). For den del af gødningen, der ikke fordamper, anbefaler IPCC at benytte en lat-
Fenhanns (1999) beregninger af lattergas-emission fra handelsgødning er baseret på en opgø- relse af forbruget fra DMU (Grant et al., 1998). Ammoniaktab fra handelsgødning er på grundlag af danske undersøgelser fra DJF sat til 2% (Sommer, 1994), dvs. væsentligt lavere end IPCC’s tabelværdi på 10%. IPCC’s emissionsfaktor på 1,25% anvendes.
Til lattergas-emissionsfaktoren på 1,25% er knyttet et usikkerhedsinterval på 0,25-2,25%.
Den store variation skyldes forskelle i jordtype, sædskifte, gødningstype, målemetode mv.
imellem de undersøgelser, som er benyttet ved udledning af emissionsfaktoren. En nyere un- dersøgelse (Petersen, 1999) har indikeret, at lattergas-emissionen fra handelsgødning for dan- ske jordtyper og klimaforhold kan være væsentligt lavere end 1,25%, men der er behov for mere dækkende målinger for at belyse dette, i overensstemmelse med IPCC (2000) anbefaling af at disaggregere emissionsfaktoren på 1,25% på grundlag af nationale undersøgelser.
3.5 Lattergas fra udbragt husdyrgødning
IPCC anbefaler, at emissionen af lattergas fra udbragt husdyrgødning beregnes på samme måde som for handelsgødning, dvs. alene på grundlag af kvælstoftilførslen. Dermed ses der bort fra effekter af gyllens øvrige komponenter, herunder indholdet af organisk stof, og det er formentlig problematisk.
Nedbrydningen af organisk stof i husdyrgødning medfører et stort iltforbrug. Det kan i en periode give iltfattige forhold i/omkring gødningen. Dette kan som nævnt i afsnit 2.3 forøge andelen af lattergas fra såvel nitrifikation som denitrifikation. Endvidere vil nedbrydeligt or- ganisk stof i gylle direkte stimulere denitrificerende bakteriers aktivitet.
Grundlaget for IPCC’s emissionsfaktor for udbragt gødning er målinger under meget varie- rende forhold med hensyn til klima, jordtype, afgrøde mv., og et sådant datamateriale tillader ikke en skelnen mellem handels- og husdyrgødning. Men ved direkte sammenligning af han- dels- og husdyrgødning kan det vises, at husdyrgødning i en periode efter udbringningen giver signifikant højere lattergasemissioner end handelsgødning (Petersen, 1999). I øvrigt viste den pågældende undersøgelse også, at fjernelse af nedbrydeligt organisk stof gennem biogasbe- handling af gylle reducerer lattergas-emissionen.
Men aktuelt foreskriver IPCC (1997) altså, at lattergasemission fra udbragt husdyrgødning beregnes på grundlag af kvælstofindholdet i den årlige produktion af husdyrgødning. Mæng- den af udskilt kvælstof korrigeres for tab af ammoniak med en fast værdi på 20%, og for an- delen af gødning som er afsat under afgræsning. Den anbefalede lattergas-emissionsfaktor er på 1,25%, dvs. samme værdi som for handelsgødning, idet usikkerheden på denne størrelse ikke tillader en skelnen mellem de to gødningstyper.
IPCC (2000) anbefaler dog, at der nationalt udvikles separate emissionsfaktorer for hver af de direkte kilder til lattergas (handelsgødning, husdyrgødning, N-fiksering samt afgrøderester).
Dette forudsætter imidertid, at der fremskaffes tilstrækkelig kvantitativ dokumentation for disse forskelle gennem eksperimentelle undersøgelser.
Fenhanns (1999) danske opgørelse er baseret på IPCC’s metode, men anvender et dansk esti- mat for ammoniaktabet fra udbragt husdyrgødning på 28% (inkl. stald- og lagertab) (Laursen, 1994).
3.6 Lattergas fra kvælstoffiksering
Kvælstof-fikserende afgrøder som ært, lucerne og kløver kan være med til at opretholde jor- dens kvælstofstatus, hvilket især har betydning for økologiske bedrifter med begrænset ad- gang til husdyrgødning. Fikseret kvælstof kan udskilles fra planterødder under væksten, men primært når planterester senere nedbrydes, og det er omsætningen heraf i jorden som kan give anledning til emissioner af lattergas.
IPCC (1997) anbefaler, at lattergas afledt fra kvælstof-fikserende afgrøder opgøres på grund- lag af høstudbytter, idet der omregnes til samlet tørstofproduktion ved hjælp af en faktor 2, og kvælstofindholdet i plantetørstoffet sættes til gennemsnitligt 3%. For nogle afgrøder angives dog mere nøjagtige input-data vedrørende kvælstofindhold og forholdet mellem høstet ud- bytte og samlet overjordisk plantemasse. Emissionsfaktoren for lattergas-emissioner fra fikse- ret kvælstof er 1,25%.
Risø benytter ikke IPCC’s metode, men en dansk opgørelseover kvælstoffikseringen (Grant et al., 1998). Asymbiotisk kvælstoffiksering er medtaget i disse tal, men bør udelades, da denne proces også forekommer i naturlige miljøer. En senere opgørelse (Kyllingsbæk, 2000) peger, i modsætning til Risø’s aktuelle opgørelse, på stigende kvælstoffiksering sidst i 90’erne, hvilket især skyldes ændrede udbytter i ært samt en stigende kløverprocent i græs- markerne.
Processerne bag emissioner af lattergas, som er afledt fra kvælstoffikserende afgrøder, er ikke helt afklaret, og IPCC’s beregningsmetode overvurderer muligvis størrelsen af denne post, da den fikserede kvælstof indgår både under kvælstoffiksering og under afgrøderester. IPCC (2000) nuancerer den hidtidige beregning af kvælstoffiksering, men ændrer ikke ved de grundlæggende principper. Det anbefales at inddrage afgrøder ud over bælgplanter og soya- bønne, og at korrigere beregningen ved høst af helsæd, hvor alt overjordisk høstes.
3.7 Lattergas fra afgrøderester
Kvælstof i det høstede udbytte fjernes fra marken, mens kvælstof i efterladte afgrøderester vil blive omsat i marken og her give anledning til en kvælstofomsætning, der også kan føre til lattergas-emission. Kvælstof i afgrøderester udgør en meget betydelig post i det samlede lat- tergas-budget, og der er stor usikkerhed omkring beregningsmetoden. IPCC (1997) anbefaler, at kvælstof i den samlede planteproduktion estimeres udfra høstudbytter vha. en omregnings- faktor på 2 og gennemsnitlige kvælstofprocenter i tørstofproduktionen på 3% for kvælstoffik- serende afgrøder og 1,5% for øvrige afgrøder. Efterfølgende korrigeres for den andel, som fjernes fra marken.
På grund af manglende viden har IPCC (1997) set bort fra tilførslen af kvælstof i slam til dyrkningsjorden. Lattergas-emissionsfaktoren er sat til 1,25%, men er behæftet med mindst lige så stor usikkerhed som for handels- og husdyrgødning.
I opgørelse i Fenhann (1999) er anvendt en dansk beregning af mængden af planterester (Grant et al., 1998), men derudover følges IPCC’s metode. Kvælstof i efterafgrøder har ikke hidtil være indregnet ved opgørelsen af afgrøderester. Puljen af afgrøderester bør endvidere korrigeres for fjernelsen af halm til energiformål. Fenhann (1999) inkluderer kvælstof i spil- devandsslam fra kommunale og industrielle renseanlæg anvendt til gødningsformål; der kor- rigeres dog ikke for ammoniaktab. Recirkuleringen af slam antages at forblive konstant i de kommende år, men i lyset af de skærpede afskæringsværdier for miljøfremmede organiske stoffer pr. 1. juli 2000 samt udbygningen af kommunernes forbrændingskapacitet forventes genanvendelsen at falde.
IPCC (2000) anbefaler en høj grad af disaggregering mht. afgrøder og forholdet mellem høst- udbytte og afgrøderester, men der opereres fortsat med samme kvælstof-koncentration i høst- udbytte og afgrøderester. Det er en væsentlig usikkerhedsfaktor, da kvælstof-koncentrationen i høstudbyttet kan være langt højere end i afgrøderesterne.Det anbefales endvidere, at efteraf- grøder håndteres som afgrøderester. Der regnes kun med kvælstof i overjordisk biomasse, hvilket for visse afgrøder kan give store afvigelser. Det anbefales også at medregne kvælstof i spildevandsslam, hvor nationale data foreligger. Slam skal håndteres som udbragt husdyrgød- ning, dvs. med korrektion for ammoniakfordampning.
3.8 Lattergas fra dyrkning af organiske jorde
Opdyrkningen af organiske jorde fremskynder omsætningen af det organiske stof i jorden, og det giver en signifikant forøgelse af kvælstofomsætningen, som kan føre til lattergas-
emission. IPCC (1997) har skønnet, at lattergas-emission som følge af opdyrkning af organi- ske jorde udgør 5 kg N ha-1 år-1 i kolde og tempererede områder, og 10 kg N ha-1 år-1 i tropi- ske områder.
Fenhanns (1999) opgørelse anvender emissionsfaktoren på 5 kg N ha-1 år-1 for de 10% af landbrugsarealet på organiske jorde, som er i omdrift. Det skal nævnes, at den danske klassi- fikation af organisk jorde (JB 11) som jorde der indholder >10% organisk stof, ikke svarer til IPCC’s definition, der for danske jordtyper forudsætter mindst 20% organisk stof(IPCC, 2000).
IPCC (2000) anbefaler en opjustering af lattergas-emissionerne fra organiske jorde svarende til en forhøjelse fra 5 til 8 kg N ha-1 år-1. Eftersom en stor del af de danske jorde formentlig har et lavere indhold af organisk stof end forudsat, er en tilsvarende opjustering nok ikke ri- melig for den danske opgørelse.
3.9 Lattergas fra gødning afsat under afgræsning
Risikoen for lattergas-emissioner fra kvælstof i gødning og urin, som afsættes på marken un- der afgræsning, er relativt høj sammenlignet med kvælstof udbragt i husdyrgødning. Blandt årsagerne er den høje punktbelastning i jord, som er berørt af urinpletter eller gødningsklatter, samt nedtrædning og planteskader pga. dyrenes færdsel. De største tab er knyttet til urinpletter (Oenema et al., 1997), hvor høje ammoniak-koncentrationer kan give svidningsskader og via frigjort organisk stof stimulere denitrifikationen. Overskud af kvælstof i foderet udskilles primært via urinen, og risikoen for ammoniaktab afhænger dermed også af faktorer som fod- ringspraksis, dyrenes mælkeproduktion og kløverandel i marken (Petersen et al., 1998).
IPCC (1997) anbefaler, at andelen af kvælstof i husdyrgødning, som afsættes under afgræs- ning, skønnes ud fra nationale data. Emissionen af lattergas skal ifølge IPCC beregnes udfra mængden af kvælstof afsat på marken, dvs. uden korrektion for ammoniakfordampning, og denne post behandles dermed som en form for gødningshåndtering sideordnet med lagret hus- dyrgødning. Den anbefalede lattergas-emissionsfaktor er for denne post er sat til 2% på grundlag af eksperimentelle undersøgelser, men med et usikkerhedsinterval på 0,5-3% er det uklart, hvor stor forskellen på emissioner fra handelsgødning, husdyrgødning og gødning afsat på græs reelt er.
Fenhann (1999) korrigerer for fordampningen af ammoniak med en fast andel på 7% af kvæl- stof afsat under afgræsning. Denne korrektion har betydning for lattergas-emissionen fra af- græsningssystemer, da emissionsfaktoren for den direkte emission af lattergas som nævnt er 2%, mens den for ammoniakfordampning kun sættes til 1%.
3.10 Lattergas afledt fra ammoniakfordampning
Ammoniakfordampning repræsenterer et tab af kvælstof for landbrugssystemet, men før eller siden vil ammoniak/ammonium igen blive afsat på jord- eller vandoverflader og indgå i den biologiske omsætning af kvælstof, hvad der kan give anledning til lattergas-emissioner. Am- moniakfordampning kan ske fra stalde og fra lagre med husdyrgødning. Klimatiske forhold (temperatur, nedbør, vindhastighed) har stor betydning for processen. Komposterende forhold vil fremme ammoniaktab fra lagre med fast gødning pga. høj temperatur og et stort luftskifte (Petersen et al., 1998). Udbringningspraksis har betydning for ammoniaktabet fra husdyrgød- ning og fra ammoniakholdige handelsgødninger i marken.
Ammoniak kan efter fordampning transporteres over lange afstande inden det afsættes, hvor- efter det kan indgå i mikrobiologisk omsætning med mulig lattergas-emission til følge. Lat- tergas-emission kan herved forekomme i et andet land, end der hvor ammoniak-
fordampningen er foregået. IPCC har dog bestemt, at lattergas-emissionen skal tilskrives det land, hvorfra ammoniakken udsendes.
IPCC (1997) opererer med faste ammoniakfordampningsfaktorer på 10% for handelsgødning og 20% for husdyrgødning, mens der ikke er kalkuleret med ammoniaktab fra gødning afsat under afgræsning. Emissionsfaktoren for lattergas, som skyldes deposition af ammoniak for- dampet fra landbruget, er skønnet til 1%.
Fenhann (1999) benytter ammoniakfordampningsfaktorer for handels- og husdyrgødning, som er bestemt for danske forhold. Det indebærer større tab fra husdyrgødning (28%) og lave- re tab fra handelsgødning (2%), mens ammoniaktab under afgræsning er sat til 7%. Derud- over benyttes IPCC’s procedure.
IPCC (2000) anbefaler inddragelse af flest mulige kilder til ammoniakfordampning, herunder spildevandsslam, der skal håndteres som husdyrgødning.
3.11 Lattergas afledt fra nitratudvaskning
Kvælstof kan tabes fra dyrkningsjorden via udvaskning af nitrat. Nitrat vil med grundvandet blive transporteret mod vandløb og søer og til sidst ende i havet, medmindre det omsættes via denitrifikation undervejs dertil. Denitrifikation - og dermed lattergas-produktion - kan fore- komme i det iltfattige grundvand, hvis der er adgang til nedbrydeligt organisk stof. Potentialet for denitrifikation er derfor særlig stort, når grundvandet nærmer sig jordoverfladen langs vandløb og søer, hvor jordens indhold af organisk stof typisk er højt. Også i vandløb, søer og havet er der en kvælstofomsætning, som kan føre til lattergas-emissioner.
IPCC (1997) kalkulerer med et gennemsnitligt udvaskningstab på 30% af tilført handels- gødning, hhv. kvælstof udskilt i husdyrgødning. For husdyrgødning korrigeres der således ikke for ammoniak- og lattergas-tab under lagringen. Lattergas kan som nævnt blive dannet i grundvandet, i våde enge samt i vandløb, søer og havet; den samlede emissionsfaktor sætter IPCC til 2,5%.
Fenhann (1999) anvender DMU's tal for udvaskningen af nitrat(Grant et al., 1998) og IPCC’s emissionsfaktor på 2,5% for lattergas. Eftersom de danske udvaskningstal er baseret på et stort antal målinger af den faktiske udvaskning, må den danske opgørelse betegnes som langt mere sikker end IPCC’s metode.
Vandmiljøplanen II fra 19998 indeholdt bl.a. en forventning om retablering af 16.000 ha våd- områder, som forventedes at kunne fjerne 5.600 t N pr. år via denitrifikation. Kvælstofdyna- mikken i vådområder er meget dårligt belyst. Mathiesen og Hoffmann (1998) fandt reduktion af lattergas tilført med grundvandet i et vådområde. Hvorvidt vådområder er en kilde eller et dræn for lattergas vil dog i høj grad afhænge af de jordbundsmæssige og hydrologiske forhold (Groffman et al., 2000), og yderligere undersøgelser er påkrævet.
Efterafgrøder vil som nævnt reducere kvælstofudvaskningen. Hvis denne reduktion tilskrives puljen af planterester, vil det ifølge IPCC’s beregningsmetode reducere lattergas-emissionen pga. den lavere emissionsfaktor for afgrøderester (1,25%) sammenlignet med udvasket kvæl- stof (2,5%).
IPCC (2000) anbefaler pga. den store usikkerhed omkring såvel andelen af udvasket kvælstof som lattergas-emissionsfaktoren for udvasket kvælstof, at de opgivne tabelværdier anvendes, med mindre der kan leveres solid dokumentation for en national opgørelse.
4. Nye estimater for metan- og lattergas-emission
I lyset af den kritiske gennemgang af grundlaget for beregningerne af landbrugets metan- og lattergas-emissioner er der foretaget nye beregninger, som har ført til reviderede estimater for de fleste kilders vedkommende. Tabel 4 viser såvel de tidligere som de nye emissionsestima- ter. I forhold til de tidligere estimater er der sket en reduktion i den beregnede emission af metan på 4% for 1990 og på 15% for 2010. For lattergas er der sket et fald i den beregnede emission af lattergas på ca. 1% for 1990 og en stigning på 3% for 2010. Da lattergas er en mere potent drivhusgas end metan, er de nye estimater for 2010 stort set identiske med de gamle, når de opgøres i CO2-ækvivalenter. De gamle og de nye estimater giver et fald i emis- sionerne, opgjort i CO2-ækvivalenter, mellem 1990 og 2010 på henholdsvis 23% og 24%.
I det følgende beskrives de ændringer, der er foretaget i beregningsgrundlaget sammenlignet med Fenhann (1999). Det er væsentligt at understrege, at estimaterne i tabel 4 for især emissi- onen af lattergas har som forudsætning, at Vandmiljøplan II er opfyldt i år 2003. Det er i den- ne sammenhæng antaget, at Regeringens udspil til en ammoniakhandlingsplan bliver en rea- litet, og at revisionen af Pelsdyrbekendtgørelsen medfører, at der i 2010 under bure med pels- dyr er gødningsrender, som tømmes dagligt. Der er i de nye beregninger benyttet de nyeste data for kvælstofbalancer i dansk landbrug (Kyllingsbæk et al., 2000).
Beregningerne resulterer i et fald i emissionerne af metan og lattergas frem til år 2003, hvor- efter emissionen stagnerer (figur 1). Dette skyldes især forudsætningen om, at VMP-II er fuldt implementeret i 2003, og at der ikke iværksættes yderligere tiltag til reduktion af kvælstof- anvendelsen i landbruget.
4.1 Fremskrivning af husdyrhold og arealanvendelse
Størrelsen af husdyrhold og arealanvendelse indgår i beregningen af flere af posterne i tabel 4.
I Risø's oprindelige beregninger er husdyrhold og arealanvendelse forudsat uændret i forhold til 1997. I den nye beregning er der i stedet foretaget en konservativ fremskrivning af den nu- værende udvikling i såvel dyrehold som arealanvendelse.
For kvæg er antallet af såvel malkekøer som andet kvæg forudsat at falde med 1,8% om året, hvilket svarer til den gennemsnitlige ændring i perioden 1990-1999. Dette giver et fald i be- standen af malkekøer fra 640.000 i 1999 til ca. 524.000 i 2010. Mælkeydelsen er ligeledes fremskrevet lineært til 2010 på basis af den nuværende trend.
Danske Slagteriers forventninger til fald i antal slagtninger af svin fra 1999 til 2000 (0,9%) er brugt til beregning af antallet af producerede slagtesvin for 2000. Dette tal har så været ud- gangspunkt for fremskrivning af produktionen med 1,5% årligt. Dette giver en stigning i pro-
duktionen af slagtesvin fra 22,8 mio i 1999 til godt 26 mio i 2010. Antallet af årssøer er be- regnet ud fra produktionen af slagtesvin og en fremskrivning af den nuværende trend for pro- ducerede slagtesvin pr. årsso.
Tabel 4. Opgørelse af emissioner af metan og lattergas fra dansk landbrug for fire ud- valgte år. Både værdierne fra Fenhann (1999) (Før-tal) og fra den reviderede opgørelse (Nu-tal) er vist. Estimated emissions of methane and nitrous oxide from Danish agriculture for four selected years. ’Før’ columns represent previous estimates, ’Nu’ columns the revised figures.
1990a 1996a 1999a 2010b
Stof Kilde
Før Nu Før Nu Før Nu Før Nu
Metan Husdyrs fordøjelse 149,0 146,5 141,9 141,7 137,4 134,7 137,4 118,6 kt CH4 år-1 Gødningshåndtering 42,4 36,4 43,5 37,2 43,4 36,7 40,0 31,8 I alt 191,4 182,9 185,4 178,9 180,8 171,4 177,4 150,4 Lattergas Gødningshåndtering 1,49 2,69 1,57 2,48 1,45 2,35 1,45 2,42 kt N2O år-1 Handelsgødning 7,71 7,59 5,60 5,48 4,83 4,93 3,41 3,39 Udbragt husdyrgødning 3,47 3,55 3,66 3,53 3,38 3,53 3,38 3,74 Kvælstoffiksering 0,70 0,78 0,60 0,67 0,60 0,80 0,60 0,80 Afgrøderester 8,01 6.40 6,75 5,83 7,12 6,21 7,12 6,34 Industriaffald og slam 0,00 0,04 0,18 0,18 0,18 0,17 0,18 0,16 Dyrkning af organiske jorde 0,14 0,14 0,14 0,14 0,14 0,14 0,14 0,14 Afgræsning 1,27 0,94 1,23 0,97 0,90 0,92 0,90 0,89 NH3-fordampning 1,27 1.61 1,29 1,28 1,18 1,21 1,16 0,96 N-udvaskning 9,04 9.19 7,50 7,82 6,28 7,35 5,11 5,25 I alt 33,10 32,94 28,52 28,38 26,06 27,62 23,45 24,10 I alt i CO2-ækvivalenter (Mt CO2 år-1) 14,3 14,1 12,7 12,6 11,9 12,2 11,1 10,6
a Nogle af tallene for 1990, 1996 og 1999 er baseret på driftsår, dvs. 1989/90, 1995/96 og 1998/99.
b For metan er estimaterne for 2010 baseret på et gennemsnit af beregnede værdier for 5 år (2008- 2012).
Samlet vurderes faldet i kvægbestanden og stigningen i svinebestanden at resultere i en lille stigning i husdyrgødningsmængden.
Landbrugsarealets afgrødefordeling i 2010 er holdt fast på 2003-fordelingen, jf. midtvejseva- lueringen af VMP-II (Grant et al., 2000). Generelt er det antaget, at der vil ske et fald i det samlede landbrugsareal på 0,3% pr. år. Endvidere er det planlagte skovrejsningsareal fratruk- ket. Det er endvidere forudsat, at økologisk jordbrug vil omfatte 220.000 ha i 2010. Oplysnin- gerne omkring økologisk dyrket areal benyttes til beregning af ammoniakfordampning fra afgrøder, idet der kun er forudsat en ammoniakfordampning på 1.75 kg N ha-1 år-1 fra økolo- giske dyrkede afgrøder, mod 3 kg N ha-1 år-1 fra græsmarker og 5 kg N ha-1 år-1 fra øvrige afgrøder. Brakarealet (udtagne arealer) er sat til 7% af hele landbrugsarealet i fremskrivnin-
Figur 1. Udvikling i emission af metan og lattergas fra dansk landbrug. Development in emission of methane and nitrous oxide from Danish agriculture.
4.2 Metan fra husdyrs fordøjelsesprocesser
Emissionskoeffienterne for kvæg er beregnet på grundlag af Tier 2 forskrifterne i IPCC (1997) og danske baggrundsparametre. For tyre og kvier er fodringen nogenlunde uændret i de sidste 15 år (Poulsen og Børsting, 2000). Følgelig må det forventes, at tilvæksten er no- genlunde uændret. Omfanget af sommergræsning er derimod skønnet øget fra sidste halvdel af 80’erne til sidste halvdel af 90’erne for ammekøer og kvier. Effekten af dette er imidlertid begrænset, og emissionskoeffienten er derfor holdt konstant for tyre, kvier og ammekøer i den belyste periode.
Mælkeydelsen har ændret sig markant, og følgelig må det forventes at emissionskoefficienten ligeledes har ændret sig. Omfanget af sommergræsning/benyttelse af motionsfold er skønnet uændret for hele perioden i overensstemmelse med udredningsarbejdet i forbindelse med midtvejsevalueringen af Vandmiljøplan II (Andersen, 2000). Tages dette i betragtning, kan det beregnes, at emissionskoefficienten er steget fra 102 kg metan ko-1 år-1 i 1990 til 110 kg metan ko-1 år-1 i 1999.
Emissionskoefficienten for malkekøer er fremskrevet til 117 kg metan ko-1 år-1 i 2010 med
1990 1995 2000 2005 2010
Emission (Mt CO 2-ækvivalenter år-1 ) 0 2 4 6 8 10 12 14 16
Metan Lattergas Total
Afvigelsen mellem gamle og nye beregninger op til og med 1999 skyldes hovedsageligt æn- drede forudsætninger vedrørende mælkeydelsen i beregningen af emissionskoeffienten. I de gamle beregninger blev det med hensyn til metan-emission forudsat, at det faldende antal malkekøer blev opvejet af en stigende mælkeydelse pr. ko.
4.3 Metan fra gødningshåndtering
Emissionskoefficienten er beregnet efter IPCC’s Tier 2 metode på grundlag af gødnings- produktionen ab dyr og ab stald opgjort i tørstof (Poulsen et al., 2001) samt fordelingen af husdyrholdet på staldtyper(Andersen, 2000). Gødningsproduktionen er baseret på de nye normtal fra 2001, da der kun er en lille ændring i gødningsudskillelsen i forhold til de gamle normtal (Poulsen og Kristensen, 1997) og de nye normtal(Poulsen et al., 2001). Udviklingen i de beregnede emissionskoefficienter i 1990’erne er derfor alene forårsaget af ændret håndte- ring af gødningen. I modsætning til Fenhanns (1999) oprindelige beregninger er emissionsko- efficienterne beregnet separat for tre forskellige år.
De beregnede emissionskoefficienter for de forskellige dyregrupper for 1999 er holdt fast frem til 2010. Dette forudsætter primært, at ændringer i fordelingen af gødningshåndterings- systemer er begrænset.
Der er benyttet samme fremskrivning af biogasproduktionen som i Risø's oprindelige bereg- ninger. I de nye beregninger antages det dog, at reduktionen i metan-emission fra lagret hus- dyrgødning kun er på 6,1% af biogasproduktionen, hvilket stemmer overens med erfaringer fra eksisterende biogasfællesanlæg (SJFI, 1999). Denne lave reduktionsfaktor skyldes, at en stor del af gasproduktionen må henføres til det letomsættelige organiske affald som tilføres de eksisterende biogasanlæg.
Afvigelserne mellem nye og gamle beregninger skyldes en blanding af effekter af ændrede data for gødningsmængder ab dyr, ændrede data for fordeling på forskellige gødningstyper og en ændret effekt af biogasbehandling.
4.4 Lattergas fra gødningshåndtering
Husdyrs opstaldning samt omfanget af sommergræsning er revurderet med baggrund i udred- ningsarbejdet, som er gennemført i forbindelse med midtvejsevalueringen af VMP II (Ander- sen, 2000). Samtidig er N-udskillelsen for de forskellige husdyrkategorier revurderet (Poulsen
De beregnede emissionskoefficienter for de forskellige dyregrupper for 1999 er fastholdt frem til 2010, hvilket primært indebærer uændret gødningshåndtering.
De nye estimater af lattergas fra gødningshåndteringen ligger væsentligt over de gamle esti- mater. Dette skyldes især, at lattergas-emissionen i de nye estimater er beregnet for gød- ningsmængder ab dyr, som anbefalet af IPCC, hvorimod emissionen i de gamle estimater blev beregnet for gødningsmængde ab stald fratrukket ammoniaktabet. Der er dog også en effekt af ændrede estimater for gødningsmængder og fordeling på gødningstyper.
4.5 Lattergas fra handelsgødning
Fremskrivningen af handelsgødningsforbruget fra Fenhann (1999) er sænket med 900 t N for 2010 som en konsekvens af regeringens opfølgning på midtvejsevalueringen af VMPII. Am- moniakfordampningen fra handelsgødning er antaget at være 2% i fremskrivningen til 2010.
Der er kun meget små afvigelser mellem de gamle og de nye estimater for lattergas-emission.
4.6 Lattergas fra udbragt husdyrgødning
Den samlede produktion af husdyrgødning er genberegnet på baggrund af udredningsarbejdet i forbindelse med midtvejsevalueringen af VMP II(Andersen, 2000). Mængderne af husdyr- gødning er fremskrevet til 2010 med baggrund i den forventede udvikling i foderudnyttelsen og husdyrproduktionen (Grant et al., 2000).
Der er mindre afvigelser mellem de gamle og nye estimater, som skyldes mindre ændringer i estimaterne for husdyrgødningsmængder ab lager.
4.7 Lattergas fra kvælstoffiksering
Der er benyttet data for symbiotisk kvælstoffiksering fra udredningsarbejdet i forbindelse med midtvejsevalueringen af VMP II (Kyllingsbæk, 2000). Kvælstoffikseringen fra 1999 er fast- holdt frem til 2010, idet afgrødesammensætningen antages at være uændret.
Lattergas-emissionen er med de nye beregninger steget sidst i perioden, hvilket skyldes større kvælstoffiksering, som især kan tillægges ændrede udbytter i bælgsæd samt en større andel kløver i græsmarkerne.
4.8 Lattergas fra afgrøderester
Mængden af afgrøderester er beregnet på grundlag af IPCC (1997) og afgrødeudbytterne i det pågældende år. Den beregnede mængde afgrøderester i 1999 er fastholdt frem til 2010. Herfra er trukket mængden af kvælstof i halm indsamlet til strøelse og til energiformål. I VMP II regnes der med en reduktion i udvaskningen på 3.000 t N år-1 som følge af ekstra arealer med efterafgrøder. Denne kvælstofmængde indbygges nu i plantemateriale og er derfor i denne sammenhæng indregnet i puljen af planterester.
De nye estimater for lattergas-emissionen er lidt mindre end de gamle som følge af, at kvæl- stof i halm til strøelse og energiformål nu er fratrukket.
4.9 Lattergas fra spildevandsslam og industriaffald
Der er benyttet statistiske oplysninger om slamanvendelsen frem til 1999. For 2010 er det antaget, at 50% af alt spildevandsslam anvendes i jordbruget. Til sammenligning anvendes godt 60% af spildevandsslammet i dag.
Den stigende lattergas-emission fra spildevandsslam igennem 90'erne skyldes en større gen- anvendelse af slam til jordbrugsformål.
4.10 Lattergas fra dyrkning af organiske jorde
Der er benyttet samme emissionsfaktor som i Fenhann (1999). Arealet med organiske jorde er fastholdt i fremskrivningen til 2010.
4.11 Lattergas fra afgræsning
Der er benyttet samme metodik til beregning af kvælstof afsat under afgræsningen som er benyttet til beregning af mængden af udbragt husdyrgødning. De mindre ændringer i estima- terne skyldes især nye data for andelen af dyr på græs.
4.12 Lattergas fra ammoniakfordampning
Der er benyttet estimater for ammoniakfordampning med grundlag i udredningsarbejdet i for-
fordampningen er fremskrevet til 2010 med baggrund i den forventede udvikling i husdyrpro- duktionen og arealanvendelse. For en mere udførlig beskrivelse af ammoniakemission fra husdyrholdet henvises til Olesen et al. (2001).
Der kun mindre ændringer i lattergas-emission fra ammoniakfordampning i forhold til de gamle estimater.
4.13 Lattergas fra nitratudvaskning
Der er taget udgangspunkt i, at nitratudvaskningen reduceres til 130.000 t N pr. år i 2003 i medfør af VMP II (Grant et al., 2000). I regeringens opfølgning på evalueringen af VMP II er indregnet en reduktion i nitratudvaskningen på 3.600 t N pr. år som følge af etablering af våde enge. Dette vil dog ikke nødvendigvis medføre en tilsvarende reduktion i lattergas-
emissionen, da der også kan forekomme lattergas-emission i forbindelse med den biologiske kvælstoffjernelse i de våde enge. Denne emission af lattergas fra våde enge antages at svare til emissionen fra kvælstofudvaskningen, og den nitratudvaskning, der indgår i beregningen af lattergasemissionen i 2010, er derfor anslået til 133.600 t N pr. år.
Der kun mindre ændringer i lattergas-emission fra nitratudvaskning i forhold til de gamle estimater.
5. Usikkerhed på emissionsopgørelsen
Tabel 5 viser de enkelte posters relative bidrag til emissionen af metan og lattergas opgjort i CO2-ækvivalenter. Hver post i tabel 5 er beregnet som produktet af en aktivitet og en emissi- onsfaktor. Opgjort i CO2-ækvivalenter udgør metan 29% og lattergas de resterende 71% af den samlede emission. Emissionen af lattergas fra handelsgødning, udbragt husdyrgødning, kvælstoffiksering, afgrøderester, afgræsning og dyrkning af organiske jorde udgør tilsammen bidraget af lattergas fra kvælstofomsætningen i marken. Dette er med 45% af den samlede emission den største samlede post i opgørelsen.
Der er usikkerhed på såvel aktiviteter som emissionsfaktorer, og denne usikkerhed er skøns- mæssigt opgjort i de sidste to kolonner i tabel 5. Usikkerheden på aktivitetsdata er for de fle- ste poster beskeden, omend formentlig lidt større for kvælstoffiksering, afgræsning, dyrkning af organiske jorde og kvælstofudvaskning. Disse fleste af disse poster er dog små. Den største usikkerhed er knyttet til mængden af afgrøderester, som også er en af de største poster i opgø- relsen.
Tabel 5. Emission af metan og lattergas fra landbruget opgjort for 1999 i CO2-
ækvivalenter. For hver post er emissionen beregnet som produktet af en aktivitet og en emissionsfaktor. Tabellen viser i de sidste to kolonner den skønnede usikkerhed på akti- vitet og emissionsfaktor. Emission of methane and nitrous oxide from Danish agriculture in 1999. The estimated uncertainty associated with activities and emission factors, respectively, are shown in the two last columns.
Emission (CO2-ækvivalenter) Usikkerhed1
Stof Kilde
kt CO2 år-1 andel (%) Aktivitet Faktor
Metan Husdyrs fordøjelsesprocesser 2828 23 • •
Gødningshåndtering 770 6 • •••
Lattergas Gødningshåndtering 730 6 • •••
Handelsgødning 1530 13 • •••
Udbragt husdyrgødning 1095 9 • •••
Kvælstoffiksering 248 2 •• •••
Afgrøderester 1924 16 ••• •••
Industriaffald og slam 53 1 • •••
Dyrkning af organiske jorde 45 0 •• •••
Afgræsning 284 2 •• •••
NH3-fordampning 376 3 •• •••
N-udvaskning 2277 19 •• •••
For metan fra husdyrenes fordøjelse er emissionsfaktorerne relativt sikre, hvorimod emissi- onsfaktorer for metan fra gødningshåndtering og for lattergas generelt må betegnes som me- get usikre. IPCC(1997) har således angivet et 95% konfidensinterval på emissionsfaktoren for udbragt gødning fra 0,25% til 2,25%, med en anbefalet gennemsnitsværdi på 1.25%. IPCC (2000) har anført, at 95% konfidensintervallet for denne faktor går fra 0.25% til 6%. Bag- grunden for den store usikkerhed er bl.a., at den er baseret på en simpel sammenstilling af undersøgelser som repræsenterer mange forskellige klimaforhold, jordtyper og afgrøder. Den store usikkerhed på emissionsfaktorer for lattergas betyder ikke, at der er tilsvarende stor usikkerhed på fordelingen af de enkelte posters bidrag til total-emissionen. Emissionen af lattergas fra de forskellige poster i marken er således betinget af de samme mekanismer, og usikkerheden er især knyttet til niveauet for denne emission i Danmark sammenlignet med andre regioner. IPCC(1997) angiver, at der internationalt findes meget få data til at kvantifi- cere emissionsfaktorerne for ammoniakfordampning og nitratudvaskning. Disse værdier er derfor også behæftet med stor usikkerhed.
6. Muligheder for reduktion af landbrugets drivhusgas-emissioner
Landbrugets direkte bidrag til udledningen af drivhusgasser udgør ca. 18 % af den samlede danske udledning. Dertil kommer et indirekte bidrag fra processering og transport af de pro- dukter, som indgår i eller er et resultat af landbrugsproduktionen. Der har ikke hidtil været gennemført initiativer på landbrugsområdet med det primære formål at reducere udledningen af drivhusgasser. Gennemførelsen af indsatsen på vandmiljøområdet har og vil dog bidrage til at reducere landbrugets emission af især lattergas, gennem reduktion af den mængde kvælstof, der cirkulerer i og tabes fra landbrugssystemet. Landbruget har på en række områder mulig- hed for yderligere at bidrage til reduktion af det samlede danske udslip af drivhusgasser. Dette kan ske direkte ved at reducere udslippet af gasserne, herunder reducere energiforbruget samt emissionen af metan og lattergas. Der er dog også gennem omlægning af bl.a. dyrkningssy- stemer og tekniske løsninger mulighed for at fortrænge fossilt energiforbrug samt at lagre kulstof i jord/plante-systemet.
Landbrugets emission af metan og lattergas udgør ca. 88% af landbrugets bidrag til den totale emission, når der ses bort fra det indirekte energiforbrug. Heraf er de største poster knyttet til emission fra husdyrs fordøjelsesprocesser, håndtering af husdyrgødning, gødningsanvendelse, tilbageførsel af afgrøderester til jorden, samt til ammoniakfordampning og kvælstofudvask- ning. Emission af metan og lattergas fra husdyr og gødningshåndtering i stald og lager udgør ca. 32% af landbrugets bidrag, mens emissionen af lattergas fra kvælstofomsætning på land- brugsarealerne udgør 57% af bidraget. Der er dog betydelige usikkerheder knyttet til bereg- ning af denne emission, især hvad angår emissionsfaktorerne. De største usikkerheder knytter sig til emissionerne af lattergas. Det er derfor kun på enkelte områder muligt for nuværende at anvise muligheder for reduktion af emissionen, da beregning af disse foreløbig må basere sig på de ofte meget forsimplede retningslinier fra IPCC.
Omkring mulighederne for reduktion af energiforbruget kan især peges på følgende områder:
• Energiforbrug i marken, især ved indførelse af reduceret jordbearbejdning.
• Energiforbrug i stalde, herunder ventilation og transport af foder.
• Energiforbrug i væksthuse, især vedrørende isolering, gardinsystemer, nye væksthustyper med større lysindfald, styring af luftfugtighed og klimastyring.
Emissionen af metan kan reduceres gennem
• Ændret fodring, idet emissionen fra husdyrs fordøjelsesprocesser påvirkes af foderniveau, foderets indhold af forskellige kulhydratfraktioner, foderets indhold af fedt og specielt indholdet af umættede fedtsyrer (Moss et al., 2000).
• Ændret håndtering af husdyrgødning, idet gødningstype (fast og flydende) og lagringsbe-
