MOF, Alm.del - 2020-21 - Endeligt svar på spørgsmål 873: Spm. om, hvor stor er klimaeffekten for hver hektar landbrugsjord, som omlægges fra konventionel til økologisk drift m.m., til ministeren for fødevarer, landbrug og fiskeri

Miljø- og Fødevareudvalget 2020-21
MOF Alm.del
Offentligt

Miljø- og Fødevareudvalget 2019-20

MOF Alm.del - Bilag 777

Offentligt

AARHUS

UNIVERSITET

DCA - NATIONALT CENTER FOR FØDEVARER OG JORDBRUG

Til Landbrugsstyrelsen

Følgebrev

Dato 4. september 2020

Journal 2020-0062101

Levering på bestillingen ”Estimering af national klimaeffekt for omlægning til økolo-

gisk jordbrug”

Landbrugsstyrelsen har i en bestilling sendt d. 14. april 2020 bedt DCA – Nationalt

Center for Fødevarer og Jordbrug – om at estimere nye klimaeffekter for omlægning

til økologi. Der ønskes både en generel klimaeffekt og specifikke klimaeffekter for

omlægning til økologi mellem typiske produktionsformer, samt hvor meget de udgør

af den økologiske produktion.

I bestillingen ønskede Landbrugsstyrelsen en vurdering af globale effekter, men det

har ikke været muligt at lave en vurdering heraf, ud over nogle overordnede betragt-

ninger, pga. manglende analyser målrettet omlægning til økologi og de heraf ledte

effekter i markedet.

Besvarelsen i form af vedlagte rapport er udarbejdet af seniorforsker Troels Kristen-

sen, postdoc Jesper Overgård Lehmann, forsker Marie Trydeman Knudsen, akade-

misk medarbejder Birger Faurholt Pedersen, professor Søren O. Petersen og professor

Jørgen Eriksen alle fra Institut for Agroøkologi ved Aarhus Universitet, samt ph.d.-stu-

derende, Morten Maigaard Sørensen fra Institut for Husdyrvidenskab ved Aarhus Uni-

versitet, samt seniorforsker Steen Gyldenkærne og specialkonsulent Mette Hjorth Mik-

kelsen fra Institut for Miljøvidenskab ved Aarhus Universitet. Det er angivet ved de en-

kelte afsnit, hvem der er forfatter til det pågældende afsnit.

Lektor Lars Elsgaard fra Institut for Agroøkologi ved Aarhus Universitet har været fag-

fællebedømmer på afsnit 1, 3, 4.2, 4.3, 4.4, 5 og 7og professor Peter Lund fra Institut

for Husdyrvidenskab har været fagfællebedømmer på afsnit 4.1. Chefkonsulent Ole-

Kenneth Nielsen fra Institut for Miljøvidenskab har været fagfællebedømmer på afsnit

2 og 6. Rapporten er revideret i lyset af deres kommentarer.

Landbrugsstyrelsen har haft et udkast til rapporten i ekstern høring. Kommentararket

kan findes via dette

LINK.

Som en del af denne opgave er der indsamlet og behandlet nye data, og rapporten

præsenterer resultater, som ikke ved rapportens udgivelse har været i eksternt peer

review eller er publiseret andre steder. Ved en evt. senere publisering i tidsskrifter med

eksternt peer review vil der derfor kunne forekomme ændringer.

DCA - Nationalt Center for

Fødevarer og Jordbrug

Aarhus Universitet

Blichers Allé 20

8830 Tjele

Tlf.: +45 8715 6000

E-mail: [email protected]

http:// dca.au.dk

MOF, Alm.del - 2020-21 - Endeligt svar på spørgsmål 873: Spm. om, hvor stor er klimaeffekten for hver hektar landbrugsjord, som omlægges fra konventionel til økologisk drift m.m., til ministeren for fødevarer, landbrug og fiskeri

AARHUS

UNIVERSITET

DCA - NATIONALT CENTER FOR FØDEVARER OG JORDBRUG

Besvarelsen er udarbejdet som led i ”Rammeaftale om forskningsbaseret myndig-

hedsbetjening mellem Miljø- og Fødevareministeriet og Aarhus Universitet” under ID

2.24 i ”Ydelsesaftale Planteproduktion 2020-2023”.

Side 2/2

Venlig hilsen

Lene Hegelund

Specialkonsulent, kvalitetssikrer f. DCA-centerenheden

DCA – Nationalt Center for Fødevarer og Jordbrug

d. 04.09.2020

Estimering af national klimaeffekt for omlægning til økologisk jordbrug

Baggrund

Aarhus Universitet (AU) er af Landbrugsstyrelsen blevet bedt om at estimere nye klimaeffekter for omlæg-

ning til økologi. Det drejer sig om både en generel klimaeffekt og specifikke klimaeffekter for omlægning til

økologi mellem typiske driftsgrene, samt hvor meget de udgør af den økologiske produktion.

Landbrugsstyrelsen ønsker at få estimeret den nationale danske klimaeffekt ved omlægning til økologi ud fra

en arealtilgang. Klimaeffekten ønskes oplyst både som en generel effekt ved omlægning til økologi fra kon-

ventionel drift, der kan bruges til overordnede fremskrivninger, samt for omlægning til specifikke økologiske

driftsgrene. Anvendelsesområdet for de udledte generelle og driftsgrensspecifikke klimaeffekter i forhold til

scenarieanalyser ønskes belyst. Herudover ønskes belyst, hvordan økologisk produktion i dag er repræsen-

teret i den nationale emissionsopgørelse og basisfremskrivningen.

Afslutningsvis ønskes en diskussion af de udledte nationale klimaeffekter i forhold til standard IPCC emissions

opgørelser, forskningsresultater og produktionspraksis i henholdsvis konventionelt og økologisk jordbrug

som del af en usikkerhedsvurdering, samt en vurdering af afledte nationale og globale lækageeffekter ved en

udvidelse af Danmarks økologiske areal.

Rapporten er baseret på danske studier og typiske produktionsdata fra 2014-2018 og den historiske udvikling

i omlægningen fra konventionel til økologisk landbrug i denne periode. Klimaeffekterne er beskrevet samlet

og, hvis muligt, fordelt på metan og lattergas, samt kulstofstofændring i dyrkningsjorden og direkte energi-

forbrug. I rapporten bruges betegnelsen produktionsform for opdeling i enten konventionel og økologisk

jordbrug og driftsgren for opdeling af bedrifter ud fra deres hovedproduktion.

De udledte nationale klimaeffekter er baseret på studier af landbrugsprodukter baseret på Livscyklusvurde-

ring (LCA), der er en opgørelsesmetode der bruges til beregne klimabelastningen af et produkt igennem hele

dets livscyklus. I denne rapport er der indsamlet data fra en række danske LCA-studier, og herefter er der

udledt de nationale emissioner og arealforbrug. Denne brug LCA-studier og syntesen på tværs af studier samt

koblingen med statiske data har ikke ved rapportens udgivelse har været i eksternt peer review eller er pub-

liceret andre steder. Ved en evt. senere publicering i tidsskrifter med eksternt peer review vil der derfor

kunne forekomme ændringer.

Undervejs er rapporten tilpasset efter kommentarer ved en fagfællebedømmelse af kollegaer i DCA (Lars

Elsgaard og Peter Lund) og DCE (Ole-Kenneth Nielsen), og er herefter blev sendt i høring af Landbrugsstyrel-

sen. Hvor det har været relevant er kommentarer fra denne høringsfase indarbejdet i den endelige udgave.

Indholdsfortegnelse

Introduktion til konventionel og økologisk landbrug i Danmark ............................................................... 3

Metoder til estimering af klimaeffekter ved omlægning til økologi ......................................................... 5

2.1

2.2

2.3

Kort beskrivelse af den nationale klimaregnskabsmetode ............................................................... 5

Kort beskrivelse af livscyklusvurderingsmetoden (LCA) .................................................................... 6

Fordele og ulemper ved de to metoder ............................................................................................ 7

3 Arealanvendelse for driftsgrene ved henholdsvis konventionel og økologisk produktion, samt ændringer

ved omlægning til økologi ................................................................................................................................. 8

3.1

Omlægning ...................................................................................................................................... 11

Udledning af klimagasser ved henholdsvis konventionel og økologisk drift........................................... 13

4.1

Produktion af metan i vommen....................................................................................................... 13

Fodringstiltag, der har betydning for koens metanproduktion............................................................... 13

4.2

4.3

4.4

Lattergas .......................................................................................................................................... 15

Kulstof i jord .................................................................................................................................... 17

LCA studier ....................................................................................................................................... 18

Udledning af klimaeffekter ...................................................................................................................... 24

5.1

Klimaeffekt ved økologisk produktion ............................................................................................. 24

Fremstilling af økologi i den danske emissionsopgørelse ....................................................................... 29

Diskussion ................................................................................................................................................ 31

Referencer ............................................................................................................................................... 34

1 Introduktion til konventionel og økologisk landbrug i Danmark

Troels Kristensen og Jesper Overgård Lehmann

AU, Institut for Agroøkologi

I den seneste opgørelse af Danmarks drivhusgasemissioner udgjorde landbrugssektoren 23 % af den samlede

nationale udledning, og hertil kommer udledninger fra energiforbruget, som afrapporteres i energisektoren

samt bidraget til LULUCF. Udledningen i landbrugssektoren er sammensat af 54% metan (CH

), 44% lattergas

O) og 2% kuldioxid (CO

) baseret på CO

-ækvivalenter (CO

-eq.) (Nielsen et al., 2020). Metan er primært

knyttet til dyrenes omsætning af foder, mens lattergas er knyttet til omsætning af kvælstof i hele kæden fra

husdyrenes udskillelse af gødning til udbringning af handels- og husdyrgødning på marken. De lovgivnings-

mæssige betingelser for henholdsvis konventionel og økologisk jordbrug indeholder ingen direkte regler i

forhold til udledninger af drivhusgasser. Indirekte kan de generelle regler omkring miljøpåvirkningen med

kvælstof, herunder krav til efterafgrøder, staldindretning og opbevaring af husdyrgødning, påvirke udlednin-

gen. Økologisk jordbrug er underlagt nationale regler for økologiske autorisation, suppleret med frivillige

brancheaftaler, som i visse tilfælde anbefaler strengere krav til produktionen end de nationale regler. Mini-

mumskravet for grovfoder i rationen til kvæg samt kravet om anvendelse af grovfoder til andre husdyr kan

påvirke udledningen af metan fra dyrenes fordøjelse samt gødning. Lovgivningen omkring anvendelse af

kvælstof er mere restriktiv ved økologisk end ved konventionel drift, hvilket kan påvirke udledningen af lat-

tergas. Kilderne til lattergas er ud over gødning også omsætningen af planterester, hvorfor også afgrødeval-

get og udbyttet kan påvirke udledningen.

Tabel 1.1 beskriver konventionelle og økologiske bedrifter opdelt i henholdsvis heltids- og deltidsbrug i Dan-

mark baseret på data fra årene 2014 til 2018. Økologisk landbrug er generelt kendetegnet ved en mindre

andel kornafgrøder og en større andel grovfoderafgrøder, herunder en større andel sædskiftegræs og per-

manent græs end konventionelt landbrug. Husdyrintensiteten, udtrykt ved antal dyreenheder pr. ha, er hen-

holdsvis 16 % og 24 % mindre på de økologiske heltids- og deltidsbrug end de tilsvarende konventionelle.

Tabel 1.1 viser desuden, at økologiske landbrug bruger færre penge pr. hektar på køb af foderstoffer og gød-

ning, hvilket sammenholdt med en højere pris for de økologiske hjælpestoffer kan tolkes i retning af en højere

selvforsyning. Endeligt viser tabellen, at økologiske heltidsbedrifter bruger mindre elektricitet og diesel pr.

hektar, men til gengæld har større maskinstationsudgifter, som kunne indikere et større dieselforbrug på

bedriften. Disse udgiftsposter vil dog i betydelig grad være påvirket af produktionens sammensætning, spe-

cielt andelen af husdyr, hvorfor data ikke giver grundlag at fastlægge energiforbruget afhængig af produkti-

onsform.

Tabel 1.1.

Areal, husdyr og forbrug i konventionelle og økologiske heltids- og deltidslandbrug. Gennemsnit

for 2014-2018

Heltidsbrug

Konventionel

Landbrugsareal, ha

Per bedrift

I alt

Arealsammensætning, %

Korn

Andre salgsafgrøder

Frilandsgartneri

Majs

Sædskiftegræs

Andre grovfoderafgrøder

Permanent græs

Animalsk produktion per ha

Dyreenheder, antal

Mælkeproduktion, kg EKM

Slagtesvin, kg

Hønseæg, kg

Slagtekylling, kg

Indkøb, kr per ha

Foderstoffer

Gødning

Energiforbrug per ha

Elektricitet, kWh

Brændstof, L

Maskinstation, kr

Deltidsbrug

Økologisk

198

119.131

0,98

4.407

104

11.667

522

114

1.956

Konventionel

620.423

0,18

1.577

1.027

199

939

Økologisk

33.233

0,13

1.276

146

240

1.321

180

1.734.125

1,17

3.019

1.148

151

13.859

929

777

140

1.416

Data er udtrukket fra Danmarks Statistiks database over landbrugets regnskaber (JORD2) og de tilhørende regneark med uddybende

detaljer

Økologisk landbrug er således sammenlignet med konventionel landbrug på tværs af driftsgrene kendetegnet

ved nogle generelle strukturelle forskelle, herunder en større grad af selvforsyning med foder og gødning,

men også et mere græsbaseret sædskifte. Det dækker over store forskelle mellem de forskellige driftsgrene,

og det er afgørende, at der ved estimeringen og vurderingen af udledningen ved en ændring fra konventionel

til økologisk produktion tages højde for disse produktionsmæssige og strukturelle forhold.

I nærværende rapport er det formålet at estimere den nationale danske emissionen fra landbrugs- og ener-

gisektoren, samt LULUCF knyttet til primærlandbrugsproduktionen i Danmark afhængig af produktionsform

og driftsgren. Den funktionelle enhed er 1 ha landbrugsjord i Danmark. Der inddrages ikke de emissioner, der

måtte ske før produktionen i Danmark i form af f.eks. produktion og forarbejdning af importeret foder og

handelsgødning eller udledninger efter bedriften knyttet til forarbejdning, spild med videre frem til forbru-

geren. Rapporten er baseret på danske studier, primært LCA og typiske produktionsdata fra 2014-2018 og

den historiske udvikling i omlægningen fra konventionel til økologisk landbrug, og vil derfor ikke nødvendigvis

afspejle fremtidig omlægning, såfremt omlægningen påvirker produktionens gennemførelse inden for de en-

kelte driftsgrene og størrelsesforholdet mellem driftsgrene, dvs. sammensætningen af hhv. den konventio-

nelle og den økologiske sektor.

2 Metoder til estimering af klimaeffekter ved omlægning til økologi

Marie Trydeman Knudsen. AU, Institut for Agroøkologi

Steen Gyldenkærne og Mette Hjorth Mikkelsen. AU, Institut for Miljøvidenskab

2.1 Kort beskrivelse af den nationale klimaregnskabsmetode

Danmarks årlige nationale drivhusgasopgørelse, der fremsendes til FN’s konvention om klimaændringer

(UNFCCC) samt EU-Kommissionen (Nielsen et al. 2020), omfatter udledninger af drivhusgasser, der opstår på

og fra det danske territorium. Hermed indgår ikke afledte emissioner fra en givet produktion/forbrug som

kan relateres til udlandet. Opgørelsen er i overensstemmelse med IPCCs retningslinjer, som implementeret

af UNFCCC’s retningslinjer for rapportering. Opgørelserne indeholder oplysninger om emissioner, aktivitets-

data og emissionsfaktorer samt den totale drivhusgasemission i CO

-ækvivalenter. I afrapporteringen er de

største kilder: Kuldioxid (CO

), metan (CH

) og lattergas (N

O). Hovedparten af landbrugets emissioner består

af CH

og N

O, hvor CH

er en såkaldt ”short-lived-climate forcers.” Det betyder, at den nedbrydes i atmosfæ-

ren med en halveringstid på ca. 9 år. N

O er betydeligt sværere at nedbryde i atmosfæren og har en halve-

ringstid på ca. 114 år. Dette er i modsætning til CO

, som indgår i det naturlige kulstofkredsløb. Ved omreg-

ning af CH

og N

O til CO

-eq. kan der anvendes forskellige metoder, den der anvendes i de nationale emis-

sionsopgørelser (og typisk også i livscyklusvurderinger) er til Global Warming Potential (GWP), hvor der an-

vendes 100-årigt perspektiv (GWP100) for at beregne klimaeffekten. Klimakonventionen (UNFCCC) har ved-

taget at anvende GWP-værdier baseret på IPCC’s fjerde vurderingsrapporter, hvilket er 1 for CO

, 25 for CH

og 298 for N

0. Under Parisaftalen vil UNFCCC skifte til IPCC’s femte vurderingsrapporter, hvor GWP100 for

er 28 og for N

O er 265. Skiftet i GWP vil udgangspunktet betyde at emissionen i CO

-ækvivalenter fra de

store husdyrbaserede produktionsgrene vil stige, mens emissionen fra planteavlsbaserede produktionsgrene

bliver mindre.

Opgørelserne til UNFCCC er opdelt i flere sektorer: Energi, Industrielle Processer og Produktanvendelse,

Landbrug, Arealanvendelse (LULUCF) og Affald. Sektoropdelingen er ikke stringent i forhold til, hvordan sek-

torer er defineret i anden statistik herunder økonomisk statistik. ”Landbrug” omfatter således primært CH

fra husdyrproduktionen og N

O fra landbrugets kvælstofforbrug/omsætning i både husdyrgødning, handels-

gødning og fra afgrøderester samt CO

fra kalkning. ”Arealanvendelse” er opdelt i otte undersektorer hvoraf

de vigtigste for landbruget er ”Dyrket landbrugsareal” og ”Vedvarende græs”. Under ”Arealanvendelse” er

emissionerne underopdelt i ændringer i den levende biomasses kulstofbalance, ændringer i mineraljordenes

kulstofbalance samt faste emissionsfaktorer for drænede arealer med højt indhold af organisk stof. De pri-

mære udledninger fra LULUCF sektoren er CO

, men også i begrænset omfang CH

samt N

O. Dyrkning af de

drænede organiske jorder udleder desuden N

O, men disse afrapporteres under sektoren ”Landbrug” og ikke

”Arealanvendelse.”

Tabel 2.1. Emissioner relateret til landbrugssektorens aktiviteter fordelt på UNFCCC sektorer.

*Energiforbruget er opgjort ekskl. El- og fjernevarmeforbrug.

2.2 Kort beskrivelse af livscyklusvurderingsmetoden (LCA)

Livscyklusvurdering (LCA) er en opgørelsesmetode, der kan bruges til at beregne klima- og miljøbelastningen

af et produkt eller en produktion, i dette tilfælde landbrugsproduktion, igennem hele dets livscyklus. Det vil

sige, at alle emissioner og miljøbelastninger der stammer fra foregående led i kæden er inkluderet f.eks. fra

gødningsproduktion på fabrikken, sojaproduktion og transport til Danmark, produktion af elektricitet, diesel-

produktion mv. De hjælpestoffer der bliver indkøbt til landet og til produktionen er således indregnet. Sam-

tidig er alle emissioner og miljøbelastninger fra selve landbrugsproduktionen inkluderet som f.eks. CO

fra

forbrænding af diesel, N

O fra omsætning af gødning og afgrøderester i jorden eller fra husdyrgødning, CH

fra omsætning i vommen eller fra husdyrgødning med mere. Emissioner fra kulstoflagring eller -frigivelse i

jorden er nogle gange inkluderet i livscyklusvurderinger og andre gange ikke. Der inddrages således i livscy-

klusvurderinger emissioner uden for landets grænser, da der ses på produktionen i et kædeperspektiv. Re-

sultaterne fra en livscyklusvurdering kan angives som klima- og miljøbelastning pr. hektar eller pr. kg produkt,

f.eks. som klimaaftryk af et landbrugsprodukt. Den såkaldte funktionelle enhed som man regner på, vil i det

sidste tilfælde være landbrugsproduktet, f.eks. 1 kg kartofler. Livscyklusvurderinger kan bruges til at estimere

miljøpåvirkning inden for flere kategorier på én gang, herunder klimapåvirkning, påvirkning på eutrofiering

(N og P), forsuring, forbrug af ikke-fornybare ressourcer, påvirkning på biodiversitet mv. for at kunne se om

miljøtiltag inden for én miljøpåvirkningskategori har en negativ påvirkning på en anden. Livscyklustankegan-

gen og LCA er et meget centralt element i den produktorienterede miljøindsats, hvor ISO-standarderne ISO

14040 og 14044 specificerer principper, krav og vejledning. Derudover har EU-Kommission siden 2013 arbej-

det på harmoniserede rammer for beregning af produkters miljømæssige fodaftryk i et livscyklusperspektiv

Product Environmental Footprint (PEF) (EC, 2019). På figur 2.1 er livscyklusvurderingsperspektivet angivet

med gråt og det ses, at dette perspektiv går på tværs over globale og nationale grænser samt på tværs af

sektorer.

GLOBALE

NATIONALE

ENERGI

LANDBRUG

LULUCF

TRANSPORT

INDUSTRI

Soja,

palmeolie mv

Biogas mv.

O, CH

C-lagring og

emissioner

Figur 2.1.

Illustration af livscyklusperspektivet (grå) i forhold til det globale, nationale og sektoropdelte per-

spektiv.

2.3 Fordele og ulemper ved de to metoder

De to forskellige opgørelsesmetoder har mange ligheder, da de nationale drivhusgasemissioner fra land-

brugsbedrifterne estimeres på omtrent samme måde og i overensstemmelse med IPCC-retningslinjerne. Den

store forskel mellem de forskellige opgørelsesmetoder er systemafgrænsningen, som illustreret i den oven-

stående figur. Hvor de nationale opgørelser har et nationalt perspektiv og indregner alle drivhusgasemissio-

nerne inden for landets grænser, så har livscyklusvurderingen er kædeperspektiv og inkluderer således også

emissioner uden for landets grænser. De nationale opgørelser repræsenterer en jurisdiktion, hvor Danmark

har mulighed for at påvirke, hvordan der produceres og forbruges og de dermed afledte emissioner samt

indgå internationalt bindende aftaler. Fordelen med livscyklusperspektivet er, at det giver et indblik i alle de

emissioner, der er knyttet til en landbrugsproduktion eller produktionen af et landbrugsprodukt, hvor emis-

sioner uden for landets grænser er inkluderet. En stor import af f.eks. soja eller handelsgødning til landbrugs-

produktionen og de indirekte emissioner, der er knyttet til det, vil således ikke være synlige i de nationale

opgørelser, men i livscyklusvurderinger. De to forskellige opgørelsesmetoder kan derfor supplere hinanden

for at få det bedst mulige overblik over drivhusgasemissionerne, der er knyttet til den danske landbrugspro-

duktion.

Arealanvendelse for driftsgrene ved henholdsvis konventionel og økologisk produktion, samt ændrin-

ger ved omlægning til økologi

Troels Kristensen, Jesper Overgård Lehmann og Birger Faurholt Pedersen

AU, Institut for Agroøkologi

I de efterfølgende afsnit beskrives emissionerne knyttet til forskellige produkter, herunder mælk, grisekød

og planteavl. Som grundlag for at knytte produkterne til den typiske arealbenyttelse og produktivitet på be-

drifter med disse hovedprodukter, er der i dette afsnit foretaget en opdeling af bedrifter inden for henholds-

vis konventionel og økologisk produktion baseret på diverse statistiske opgørelser.

Danmarks Statistik (2020) definerer en række driftsgrene ud fra produktionsomfang og typen af hovedpro-

dukter. Her er der brugt data for heltidsbedrifter, neddelt i de tre driftsgrene: mælk, svineproduktion og

planteavl, samt driftsgrenen ”Andet”, der er beregnet som resten i forhold til alle heltidsbedrifter inden for

henholdsvis konventionel og økologi. Desuden er der genereret separate kategorier for konventionelle og

økologiske deltidsbedrifter. I forhold til den animalske produktion ville en separat driftsgren for fjerkræ være

ønskeligt, men der er ikke en kategori for økologisk fjerkræ i Danmarks statistik (2020).

Areal pr. bedrift og driftsgrenens samlede areal, samt andel inden for henholdsvis konventionel og økologisk

produktion er vist i tabel 3.1. Der er betydelige forskelle i andelen af de enkelte driftsgrene inden for produk-

tionsform, hvor mælk er klart mest dominerende inden for økologi, mens planteavl er mest udbredt i den

konventionelle gruppe.

Generelt er der flere husdyr pr. ha, defineret ved antal dyreenheder pr. ha på de konventionelle bedrifter i

forhold til de tilsvarende økologiske. Det er medvirkende til, at økologiske malkekvægsbedrifter producerer

60% mindre mælk pr. ha, og økologiske svineproducenter 46% mindre svinekød, sammenlignet med tilsva-

rende konventionel produktion pr. ha. Det skal her bemærkes, at der ud over hovedproduktionen kan være

anden produktion, men omfanget er beskedent og vil ikke ændre på det overordnede billede af produktion i

forhold til arealet knyttet til bedriften. Ud over den viste produktion kan der på tværs af driftsgrene være en

produktion af andre animalske produkter som okse- og lammekød, samt pelsdyr, som ikke er udspecificeret

under opgørelsen af animalsk produktion. Produktion er udtrykt i forhold til bedriftens areal, hvorfor selvfor-

syningen med foder og gødning ud over selve produktiviteten på bedriften påvirker niveauet.

Afgrødefordelingen viser, at der generelt er mere græs på de økologiske bedrifter i forhold til konventionelle

bedrifter inden for samme driftsgren. Det gælder specielt driftsgrenen ”Andet”, hvor græs udgør 11% på

konventionelle mod 44% på økologiske bedrifter. I denne driftsgren er den største animalske produktion æg

og slagtekyllinger med noget forskellig forhold afhængig af produktionsform, men samlet svarer det til ca.

0,5 og 0,3 DE pr. ha ved henholdsvis konventionel og økologisk drift. Hertil kommer, at der i den konventio-

nelle driftsgren er en del slagtesvin, svarende til ca. 0,2 DE pr. ha.

Deltidsbedrifter har for begge produktionsformer en lav husdyrbelægning, men trods det har de økologiske

brug 40% af arealet med afgrøder defineret som grovfoder (græs, majs og helsæd). Dette illustrerer, at der

mellem driftsgrene, såvel indenfor som mellem produktionsformer, ofte er en udveksling af afgrøder og gød-

ning, hvorfor beskrivelserne af de enkelte driftsgrene ikke direkte kan overføres til produkterne.

Ifølge data i tabel 3.1 var der som gennemsnit af 2014-2018 i alt 152.000 ha med økologisk drift, hvilket kun

er 69% af de i alt 219.000 ha økologisk areal i opgørelsen fra Landbrugsstyrelsen (2020) for den tilsvarende

periode. Afvigelsen er ikke nærmere undersøgt, men kan påvirkes af tidspunkt på året for opgørelsen, mang-

lende indberetning af regnskab fra nogle bedrifter samt forskelle i definitionen af en økologisk jordbrugsbe-

drift i forhold til omlægningstidspunkt. Danmarks Statistik opererer med hhv. konventionelle og økologiske

bedrifter, mens Landbrugsstyrelsen opererer med hhv. konventionelle og økologiske arealer, hvorfor både

til- og fragang af bedrifter samt til- og fragang af arealer kan påvirke sammenligningen af data fra de to kilder.

Ved opdeling i driftsgrene anvender Landbrugsstyrelsen (2020) en anden definition af driftsgren som vist i

tabel 3.2. Opdelingen i driftsgrene tager her udgangspunkt i antal dyr, således kategoriseres en bedrift f.eks.

som ”mælk”, hvis bedriften har mere end 40 malkekøer. Inden for planteavl er der 4 kategorier, hvor kate-

gorien ”foderproduktion” er bedrifter med 85% eller mere af arealet med foderafgrøder (korn, grovfoder),

mens ekstensiv planteproduktion er bedrifter med over 75% af arealet drevet med ekstensivt græs, natur og

skov.

Tabel 3.1.

Konventionelle og økologiske bedrifter (gennemsnit af 2014-2018) opdelt efter driftsgrene inden for heltidsbrug, samt deltid (JORD2: Dan-

mark Statistik, 2020)

Produktionsform

Driftsgren

Landbrugsareal

Pr. bedrift, ha

I alt, ha

Andel af produktionsform, %

Arealsammensætning, %

Vårkorn

Vinterkorn

Raps

Andre salgsafgrøder

Frilandsgartneri

Majs

Sædskiftegræs

Andre grovfoderafgrøder

Permanent græs

Animalsk produktion pr. ha

Dyreenheder, antal

Mælkeproduktion, kg EKM

Slagtesvin, kg

Hønseæg, kg

Slagtekylling, kg

Udbytte, hkg pr. ha

Vårbyg

Vinterbyg

Hvede

Rug

Triticale

Havre

Raps

Konventionel

Malke-

kvæg

164

437.671

14,3

8,6

1,1

2,5

0,0

32,3

29,9

5,6

5,7

2,01

11.883

52,4

60,0

72,1

63,0

35,8

50,7

36,9

Svin

176

420.071

26,8

50,2

10,6

10,3

0,0

0,5

0,0

1,1

2,06

4.341

56,2

65,4

76,5

62,9

60,9

55,5

39,1

Planteavl

268

672.958

28,8

35,6

8,1

22,7

0,2

1,5

0,1

1,4

0,05

57,1

62,1

78,8

61,9

59,3

53,4

39,6

Andet

203.425

30,8

34,8

6,4

13,1

0,2

3,2

4,4

0,7

6,5

1,22

436

441

1.248

Deltid

620.423

30,5

31,0

5,9

12,4

0,0

2,1

6,5

0,9

10,8

0,18

49,9

56,9

69,7

53,4

51,3

46,4

36,7

Malke-

kvæg

216

71.878

11,5

7,3

0,1

3,5

0,0

4,2

51,1

14,1

8,2

1,40

7.262

40,2

32,0

45,1

45,8

39,3

43,7

15,7

Svin

159

5.179

37,0

24,3

0,4

15,3

0,0

0,3

15,4

4,0

3,4

0,99

2.018

35,9

38,5

34,2

41,0

26,6

36,3

5,6

Økologi

Planteavl

256

25.173

22,2

27,7

1,3

33,3

0,2

0,4

7,0

2,1

5,8

0,05

35,5

39,1

32,6

34,5

26,4

35,3

20,8

Andet

122

16.901

19,3

18,4

0,7

10,4

1,4

1,1

23,4

4,1

21,3

0,59

149

640

100

Deltid

33.233

22,7

21,0

0,7

15,7

0,1

20,4

3,3

15,8

0,13

33,5

28,8

37,4

36,9

20,3

40,6

17,8

3.1 Omlægning

Der har i perioden fra 2014 til 2019 været en stigning på 125.000 ha i det økologiske areal, svarende til en

øgning på omkring 70% over de 5 år (Landbrugsstyrelsen, 2020). En opgørelse over ændringen i arealet fra

2018 til 2019 inden for bedriftstyper viser, at den største tilvækst i areal har været i bedrifter med foderpro-

duktion, bedrifter med kødkvæg mv., samt mælkeproduktion, mens der i andre bedriftstyper som ekstensiv

planteavl og bedrifter med mindre husdyrproduktion har været en tilbagegang i det økologiske areal, trods

en samlet tilvækst på 22.182 ha (tabel 3.2). Ved effektvurdering af omlægning er det afgørende hvilke kon-

ventionelle og evt. økologiske arealer, der årsagen til denne tilvækst, såvel generelt som inden for drifts-

grene.

Tabel 3.2.

Areal tilknyttet økologiske bedrifter opdelt efter bedriftstype i 2019 og udviklingen i arealet fra

2018 til 2019 indenfor bedriftstype (Landbrugsstyrelsen, 2020)

Ikke

påbegyndt

omlagt ar-

eal

612

108

237

664

203

795

2.728

Areal un-

der om-

lægning

(ha)

16.552

5.556

1.499

3.246

2.392

7.827

23.147

3.466

2.153

10.924

76.762

Fuldt om-

lagt areal

(ha)

92.514

29.794

6.890

6.437

4.380

15.813

27.207

14.410

8.088

16.459

221.991

Økologisk

areal i alt

(ha)

109.096

35.416

9.000

9.683

6.880

23.876

51.017

18.079

10.256

28.178

301.481

Arealudvik-

ling fra 2018

til 2019 (ha)

2.811

6.515

371

1.236

776

799

12.914

-1.884

-1.014

-341

22.182

Bedriftstype

Mælkeproduktion

Produktion af kødkvæg,

får, ged og hjort

Svineproduktion

Fjerkræproduktion

Frugt og bær produktion

Specialiseret planteproduk-

tion

Foderproduktion

Ekstensiv planteproduktion

Mindre husdyrproduktion

Øvrig produktion

Ikke klassificerbar produk-

tion

Alle bedriftstyper

Antal

bedrifter

402

223

202

258

837

866

318

657

4.016

I tillæg til opgørelserne fra Danmarks statistik (tabel 3.1) og Landbrugsstyrelsens (2020) generelle økologista-

tistik, er der på baggrund af en særkørsel i databaserne i Det Jordbrugsrelaterede Forskningsregister (FRJOR),

ved AU, Institut for Agroøkologi, lavet en opgørelse af omlægningen til økologisk landbrug på markniveau for

henholdsvis 2014/2015 og 2017/2018. Grupperingen i driftsgrene er desværre ikke direkte sammenlignelig

med hverken de driftsøkonomiske statistikker (Danmarks Statistik, 2020) eller Landbrugsstyrelsen (2020),

men driftsgrenene er ensartet defineret på tværs af produktionsform. Det var muligt entydigt at identificere

3 driftsgrene: mælk, svin og planteavl. Som det fremgår af tabel 3.3 er der herefter en ret stor restgruppe

”Andet”, som indeholder alsidige bedrifter, andre husdyr som fjerkræ og kødkvæg samt bedrifter med mere

ekstensiv planteavl.

FRJOR-opgørelsen knytter en driftsgren til hver mark i to på hinanden følgende driftsår for marker, som i

henholdsvis 2015 og 2018 første gang blev registreret som økologiske.

I tabel 3.3 er der sammenlignelige værdier for omlægningen fra 2014 til 2015 samt fra 2017 til 2018. Tabellen

viser, at den øgede omlægning i 2018 i forhold til 2015 primært er sket ved øget omlægning fra konventionel

planteavl, men også en stigning på over 7.000 ha konventionel svinebrug, der er omlagt til økologi.

Tabel 3.3.

Omlagte arealer i forhold til konventionel driftsgren året før omlægning og økologisk driftsgren

første omlægningsår. Ha i alt og inden for 4 økologiske driftsgrene desuden procent omlagt fra 4 forskellige

konventionelle driftsgrene. Øverst data fra 2017-2018, nederst data fra 2014-2015.

Konv. 2017

Driftsgren

Øko 2018

Andet

Mælk

Plante

Svin

I alt, ha

Driftsgren

Øko 2015

Andet

Mælk

Plante

Svin

I alt, ha

Andet

53%

28%

23%

12%

19.597

Andet

76%

59%

37%

15%

19.508

Mælk

27%

4.591

Mælk

28%

10%

3.638

Konv. 2014

Plante

14%

55%

4.895

Svin

66%

1.440

I alt, ha

16.791

9.438

2.917

334

29.480

Plante

30%

32%

69%

22%

19.978

Svin

12%

65%

8.620

I alt, ha

25.333

10.780

10.984

5.690

52.786

Tilgangen til økologi er i begge perioder størst til driftsgrenen ”Andet”, og i begge perioder kommer hoved-

parten fra den tilsvarende konventionelle driftsgren, hhv. 53% i 2017 og 76% i 2014. I nogle driftsgrene er

der sket en væsentlig forskydning fra 2015 til 18 I forhold til, hvilken driftsgren der var forud for omlægnin-

gen. Eksempelvis var der i 2015 9% af arealerne med økologisk mælk, der året før havde været plantepro-

duktion. I 2018 var denne andel steget til 32%. Den modsatrettede tendens ses blandt de økologiske svine-

produktioner, hvor der i 2015 var 10% der var omlagt fra konventionel mælkeproduktion, mens denne andel

var nede på 1% i 2018. Inden for økologisk svin og planteavl er der i begge perioder en stor andel, 55- 69%,

som omlægges fra den tilsvarende konventionelle driftsgren.

Udledning af klimagasser ved henholdsvis konventionel og økologisk drift

4.1 Produktion af metan i vommen

Morten Maigaard Sørensen

AU, Institut for Husdyrvidenskab

Metan er en gas, der bl.a. dannes som en naturlig del af koens fordøjelse i vommen. I vommen er anerobe

mikroorganismer ansvarlige for at kulhydrater fra foderet forgæres og der dannes forgæringsprodukter, som

enten absorberes og udnyttes, eller indgår i andre processer i vommen. Forgæringsprodukterne er i stor grad

flygtige fedtsyrer, såsom eddike-, propion- og smørsyre. Disse absorberes over vomvæggen, men også brint

og kuldioxid produceres ved forgæring af primært kulhydrater. Overskud af brint og kuldioxid omsættes der-

næst af metanogene mikroorganismer i vommen til metan, som koen udånder.

Typen af kulhydrat der forgæres, har betydning for, hvilke flygtige fedtsyrer der dominerer i vommen og

dernæst betydning for mængden af overskydende brint, der er til rådighed til metanproduktion. Når sukker

fermenteres fremmes dannelsen af smørsyre mens fermenteringen af fibre fremmer dannelsen af eddike-

syre. Begge disse fermenteringsprocesser medfører et

overskud

af brint. Fermentering af stivelse fremmer

dannelsen af propionsyre, men denne proces er brintforbrugende, omend den langt fra kan opsamle og for-

bruge al brinten fra eddike- og smørsyreforgæringen. Derfor vil der i vommen være et nettooverskud af brint

og fjernelsen af dette brintoverskud er nødvendig for, at fermenteringen i vommen ikke hæmmes. Specifikke

mikroorganismer (arkæer) forbruger brint og kuldioxid og får derved energi til egen mikrobiel vækst, mens

brinttrykket i vommen nedbringes. På den måde har kulhydrattypen betydning for forgæringsprodukterne

og mængden af brint der er til rådighed i vommen til videre metandannelse. I tabel 4.1 er vist typerationer

til henholdsvis konventionelle og økologiske malkekøer opdelt i sommer og vinterfodring.

Tabel 4.1

Foderrationen til malkekøerne afhængig af produktionsform (Kristensen & Mogensen, 2012)

Produktionsform

Foderration køer

Korn

Kraftfoder

Majsensilage

Helsædsensilage

Græsensilage

Afgræsning

Andet

FE: Netto energienhed

Konventionel

% af FE

vinter

% af FE sommer

Økologi

% af FE vinter

% af FE sommer

Omsætningsvejene for brint i vommen kan manipuleres og vil dermed have betydning for koens metanud-

ledning. Disse manipulationer vil grundlæggende være:

1) Reduktion i overskuddet af brint fra forgæringen

2) Energimæssige konkurrencedygtige veje til fjernelse af brint end til dannelse af metan

3) Hæmning af metanogene mikroorganismer

Fodringstiltag, der har betydning for koens metanproduktion

Fodring af koen kan have betydning for metanproduktionen, da denne indvirker på en eller flere af de tre

ovennævnte mekanismer.

Typen og mængden af grovfoder

Typen af grovfoder har indflydelse på brintoverskuddet, når foderet fermenteres i vommen. Sammenlignes

foderrationer domineret af henholdsvis majsensilage og græsensilage vil en majsbaseret ration indeholde

mere stivelse, hvilket vil favorisere propionsyredannelse, der er en brintforbrugende proces. Derimod vil en

græsbaseret ration føre til eddikesyredannelse, grundet fiberandelen (NDF) i græsset, som er ledsaget af et

brintoverskud. På den måde vil en græsbaseret ration, alt andet lige, lede til større metanproduktion sam-

menlignet med en majsbaseret ration, da mere brint er til rådighed for metanogenerne. Dog er den reelle

forskel meget afhængig af græssets kvalitet, fordøjeligheden af NDF og sammensætningen af den øvrige ra-

tion. I økologiske foderrationer udgør græsbaserede afgrøder oftest den største del af grovfoderandelen,

hvor majs typisk udgør en større andel hos konventionelle producenter. Idet græs ofte udgør en større del af

grovfoderandelen hos økologiske bedrifter, er disse afhængige af en høj fordøjelighed af græsensilagen. En

høj fordøjelighed af græs er som udgangspunkt medvirkende til en lavere metanproduktion, som følge af et

lavere NDF-indhold, men dette kompenseres eventuelt ved en højere andel af græs i rationen hvorved der

fordøjes relativt mere fiber. Det er derfor ikke afklaret, hvorledes fiberkvalitet i samspil med fiberoptagelsen

påvirker metanproduktionen.

For økologiske mælkeproducenter er der desuden krav om, at grovfoderandelen skal udgøre mindst 60 % af

foderrationen. Det vil, alt andet lige, betyde at økologiske rationer indeholder relativt mere fiber end kon-

ventionelle, hvorfor en relativt større metanproduktion umiddelbart må forventes i vommen.

Stivelse

Økologers kompensation for manglende majs i rationen vil typisk bestå af øgede andele af korn i rationen.

Korn vil bidrage med stivelse og favorisere den brintforbrugende propionsyredannelse. Med samme formål

anvendes typisk kornhelsædsensilager, der oftere indgår i økologiske rationer end i konventionelle rationer.

Umiddelbart ville dette også favorisere den brintforbrugende propionsyredannelse, men da kornhelsædsen-

silager typisk vil have et højt fiberindhold, er den endelige effekt på metanudledingen ikke klar.

Bælgplanter

Økologiske bedrifter har også ofte store andele kløver(-græs) eller anden bælgsæd i foderrationen. Disse

foderafgrøder indeholder ofte kondenserede tanniner, der kan have hæmmende effekt på metanproduktio-

nen (van Gastelen et al., 2019). Den reelle forskel i metanproduktionen vil dog afhænge af typerne og andelen

af bælgplanter i rationen, og det er derfor ikke muligt at afgøre en eventuel forskel mellem konventionelle

og økologiske rationer.

Fedt

Foderrationens fedtindhold har også en hæmmende effekt på koens metanproduktion. Fedt fermenteres

ikke i vommen og giver dermed ikke anledning til brintoverskud. Derimod kan en større andel af umættede

fedtsyrer i vommen virke brintforbrugende når disse mættes til mættede fedtsyrer (biohydrogenering). Sam-

tidig med dette virker fedt hæmmende på aktiviteten af de fibrolytiske (fibernedbrydende) og metanogene

mikroorgansimer. Med nuværende muligheder for at hæve foderrations fedtindhold på økologiske bedrifter,

kan det være vanskeligt at opnå et tilstrækkeligt højt fedtindhold, og derfor må dette virkemiddel til metan-

reduktion ventes at være størst på konventionelle bedrifter.

Tilsætningsstoffer

Andre nyere fodertilsætningsstoffer til reduktion af metan kan også anvendes. Mest lovende er pt. nitrat og

3-nitrooxypropanol (3NOP/Bovaer®), der resulterer i henholdsvis omkring 10% (Olijhoek et al., 2016) og 30%

(Hristov et al., 2015) reduktion i metanudledningen fra malkekøer. Sidstnævnte ventes godkendt som foder-

tilsætningsstof i EU i 2021 for konventionelle bedrifter, mens nitrat er godkendt. Nitrat omdannes i vommen

til nitrit og videre til ammonium. Da denne reduktion af nitrat er en brintforbrugende proces, reduceres over-

skuddet af brint til metanproduktion. Samtidig med dette har nitrat en toksisk effekt på metanogenerne og

er derved hæmmende på metanproduktionen. 3NOP virker hæmmende på metanogenesen ved at inhibere

et specielt enzym-system i dannelsen af metan.

Anvendelse af sådanne typer af tilsætningsstoffer er imidlertid ikke muligt for økologer ved de nuværende

regler. Introduktionen af naturlige tilsætningsstoffer i økologisk produktion, såsom essentielle olier, vil givet-

vis kunne reducere metanudledningen, omend resultaterne fra den nuværende forskning ikke er entydige.

Konklusion

På baggrund af ovenstående er der ikke videnskabeligt belæg for at økologiske og konventionelle rationer til

malkekøer for nærværende afviger i metanproduktion pr. kg mælk produceret, men introduktion af nye fo-

deradditiver kan ændre dette markant til fordel for konventionelle rationer.

4.2 Lattergas

Søren O. Petersen

AU, Institut for Agroøkologi

Tabel 4.2 gengiver en sammenstilling af emissionsfaktorer for lattergasemission, som er bestemt i en række

danske markstudier. De viser generelt et niveau for lattergasemission, 0,7% (95% konfidensinterval 0,5-

0,8%), som er lavere end den værdi på 1%, som benyttes i aktuelle nationale opgørelser. Et lavt niveau blev

også målt i et lysimeterforsøg på grovsandet JB1-jord, som var uafhængigt af ekstra nedbør i forårsperioden

(Nair et al., 2020). En igangværende undersøgelse på fire lokaliteter skal belyse, om dette niveau er retvi-

sende.

Tabel 4.2 omfatter målinger i både økologiske og konventionelle sædskifter, og resultaterne giver ikke grund-

lag for at forvente en forskel mellem produktionsformerne. Eneste tendens synes at være en forhøjet risiko

for lattergasemission i sædskifter med tilførsel af kvælstof i planterester fra kløvergræs og letomsættelige

efterafgrøder (Brozyna et al., 2013; Li et al., 2015).

Tendensen med et relativt højt bidrag af lattergasemission fra planterester under danske forhold bekræftes

af et toårigt forsøg med vårbyg i et konventionelt og flere økologiske sædskifter med og uden efterafgrøder

(Duan et al., 2018). Her afhang lattergasemission fra handelsgødning af klimatiske forhold (nedbør, tempe-

ratur) i perioden efter tilførsel, mens bidraget fra den indarbejdede efterafgrøde var stort set det samme i

begge år. Årsagen til den mindre følsomhed over for klimavariation i forbindelse med omsætning af efteraf-

grøde er, at kvælstofmineralisering og et lokalt højt iltforbrug under nedbrydningen af planterester i sig selv

skaber betingelser for de biologiske processer, nitrifikation og denitrifikation, som er årsag til lattergasudled-

ning.

Organiske kvælstofkilder har relativt større betydning i økologiske produktion, og det indikerer, at der kan

være et særligt behov for at optimere produktionsformen med henblik på at begrænse risikoen for lattergas-

emission. Brozyna et al. (2013 undersøgte et økologisk (forsøgs-) grovfodersædskifte med to strategier for

slætgræs, hhv. omsætning i marken og høst til biogasproduktion, med tilbageførsel af kvælstoffet i salgsaf-

grøder. Der var ikke forskel på systemernes lattergasemission, men biogasbehandling og tilbageførsel som

gødning gav et større udbytte og kvælstofoptagelse i salgsafgrøderne.

Produktionsformer eller -metoder med lav risiko for lattergasemission kan først godskrives i en opgørelse,

når der foreligger dokumentation på nationalt eller regionalt niveau. Aktuelt estimeres emission af lattergas

udelukkende på grundlag af kvælstofmængden i gødning og planterester, men som nævnt viser empiriske

undersøgelser, at ikke kun tilførslen af kvælstof bestemmer risikoen for lattergasemission. Derfor er den ak-

tuelle opgørelse af lattergasemission alene ud fra kvælstoftilførsel meget usikkert bestemt, og af samme

grund kan effekten af en bestemt produktionsform ikke i øjeblikket dokumenteres.

Første skridt i den retning er empirisk bestemmelse af lattergasemission under repræsentative forhold med

hensyn til klima, jordtype og produktionsform. Sandede jordtyper er udbredte i Nordeuropa (Ballabio et al.,

2016), og et relevant første skridt kan være at sammenstille og analysere danske og udenlandske forsknings-

resultater vedrørende lattergasemission fra denne region, herunder eventuelle sammenhænge med f.eks.

vandbalance og gødningssammensætning. Det er sandsynligt, at der er basale mekanismer relateret til luft-

skifte og nedbrydelighed, som regulerer lattergasemissionen, og den slags information kan måske indgå i en

differentiering af emissionsfaktorer for lattergas. Det skal nævnes, at der i den nye IPCC (2019) guideline til

estimering af lattergas, skelnes mellem handelsgødning og husdyrgødning, hvor husdyrgødning har en lavere

emissionsfaktor for lattergas end handelsgødning. I den nationale opgørelse til FN, benyttes dog stadig IPCC

(2006) guidelines.

Der er endvidere et vidensbehov med hensyn til dokumentation af driftsformens effekt på lattergasemission

fra dyrkningsjorden. I forhold til klima er især biogasbehandling af husdyrgødning og andre biomasser inte-

ressant i forhold til økologisk jordbrug. I Danmark håndteres husdyrgødning mest som gylle, der opbevares

med henblik på udbringning om foråret af hensyn til udnyttelsen som kvælstofkilde i planteproduktionen.

Effekten af biogasbehandling på lattergasemission varierer med jordtype og klima på en måde, som endnu

ikke er fuldt belyst (Petersen, 2018). Det skal bemærkes, at metanemission under lagring er den vigtigste

kilde til drivhusgasemissioner i hele håndteringskæden for gylle, og biogasbehandling kan væsentligt redu-

cere emissionen af metan under lagringen (Baral et al., 2018). Derfor er der ikke kun behov for at kortlægge

emissionen af lattergas, men også emissionen af metan.

Tabel 4.2.

Udvalgte resultater for emission af lattergas fra landbrugsjord i forsøg gennemført ved Aarhus

Universitet. Den sidste kolonne angiver emissionsfaktorer (EF) for den pågældende kombination af jordtype,

afgrøde og tilførsel af kvælstof i gødning, efterafgrøder eller afgrøderester. Bemærk, at længden af målepe-

rioden varierer mellem 110 og 390 dage.

Længde Jordtype

Chirinda et al. 2010

Brozyna et al. 2013

Li et al. 2014

Baral et al. 2017

a Sædskifte med efterafgrøder.

NS: ammoniumsulfat; AN - ammoniumnitrat; AS: amoniumsulfat; KG: kvæggylle; SG: Svinegylle;

G: Gylle; AG: afgasset gylle; ASG: Afgasset svinegylle; SS: spildevandsslam, afgasset og afvandet

Afgrøde

Vinterhvede

Vårbyg

Kløvergræs

Kartofler

Vinterhvede

Kløver, vårbyg

kl.græs, vårbyg

vikke, vårbyg

olieræd., vårbyg

græs, vårbyg

brak, vårbyg

Vårbyg

System

konv, C4

økol, O4

økol, O2

konv, C4

økol, O4

økol, O2

konv

390

365

110

JB4

JB6

JB4

Kvælstof

kg N/ha

165

108

102

170

101

112

107

476

191

152

167

100

Gødnings- Efterafgrøder Afgrøde- N2O-emission

type

kg N/ha

rester

kg N/ha

0,91

0,68

0,81

ASG

0,63

1,60

0,82

0,63

0,93

0,90

0,40

1,20

0,50

107

0,82

0,83

0,68

1,45

0,52

0,71

KG+SS

1,97

0,70

0,26

0,19

0,02

0,006

0,008

0,006

0,008

0,007

0,005

0,008

0,011

0,006

0,002

0,008

0,009

0,007

0,022

0,009

0,023

0,004

0,002

0,001

0,002

4.3 Kulstof i jord

Jørgen Eriksen

AU, Institut for Agroøkologi

Efterafgrøder, grøngødning og græs i sædskiftet er praksis, som kan forøge lagringen af kulstof i jorden. For

efterafgrøder forventes en årlig kulstoflagring på 200-300 kg C pr. ha ud fra langvarige markforsøg (Thomsen

og Christensen, 2004; Schjønning et al., 2012) og det stemmer overens med modellen C-TOOL, som estimerer

kulstoflagring på 270 kg pr. ha (Olesen et al., 2018).

Græs eller andre flerårige afgrøder i sædskiftet giver en opbygning af jordens kulstofpulje (Soussana et al.,

2010) i størrelsesordenen 0,3-1,9 t C pr. ha årligt med en typisk værdi på 1 t C pr. ha (Müller-Stöver et al.,

2012; Christensen et al., 2009; Olesen, 2018). For græsmarker i omdrift er lagringen midlertidig, da jordbe-

arbejdning af grønsværen giver anledning til kulstoffrigivelse (Eriksen og Jensen, 2001). På længere sigt for-

ventes en tilbageholdelse af kulstof svarende til 15 % af den tilførte mængde (Christensen, 2005) og netto-

gevinsten afhænger dermed af forholdet mellem græs og enårige afgrøder i sædskiftet (Olesen et al., 2013;

Knudsen et al., 2019).

For både efterafgrøder og græsmarker i omdrift forventes der ikke at være væsentlige forskelle i kulstoflag-

ring for økologiske og konventionelle efterafgrøder og græsmarker, og effekten vil således primært afhænge

af evt. ændringer i anvendelsen af efterafgrøder og hyppighed af græs i sædskiftet, hvilket er højere på øko-

logiske bedrifter (jf. tabel 1.1).

Olesen (2018) referer kulstofbalancer for græsmarker i Europa, hvor der blev fundet gennemsnitlig kulstof-

opbygning på 0,58 t C/ha/år under afgræsning i forhold til slæt. Det er dog med meget væsentlige variationer

fra negative til meget positive værdi. Holistisk afgræsning har været fremhævet som en praksis med øget

kulstoflagring. Her afgræsses et mindre areal med mange dyr, som æder ca. halvdelen og nedtramper resten.

Systemet blev introduceret af Allan Savory for over 40 år siden i Zimbabwe, og det hævdes at kunne lagre 2,5

t C/ha/år i vedvarende græs (Nordberg, 2016). Der mangler imidlertid videnskabelig dokumentation herfor,

og i et review af den eksisterende dokumentation konkluderes, at effekterne forekommer overestimerede

(Nordberg, 2016). Der er behov for undersøgelser under danske forhold med fokus på såvel kulstoflagring

som animalsk produktion i dette system.

4.4 LCA studier

Troels Kristensen

AU, Institut for Agroøkologi

Som omtalt i kapitel 2 er der overordnet to tilgange til kvantificering af emissionen – de nationale emissioner

som afrapporteres på sektorniveau, af relevans her er landbrug, energi og LULUCF, som nærmere omtales i

kapitel 6, og studier baseret på LCA-tilgangen, hvor emissionerne i hele produktkæden kvantificeres.

Data fra de nationale opgørelser kan ikke umiddelbart knyttes til forskellige produkter eller produktionsfor-

mer, hvorfor LCA-studier er brugt som udgangspunkt for at udlede emissionen i Danmark knyttet til produk-

tionen af forskellige produkter og produktionsformer.

Olesen et al. (2013) har tidligere lavet en overordnet sammenligning med udledning på nationalt niveau og

den udledning, der kunne uddrages fra LCA-studier af de to hoveddriftsgrene i Danmark, malkekvæg og svi-

neproduktion, hvor det konkluderes, at det var muligt med rimelig sikkerhed at estimere den nationale emis-

sion ud fra LCA data. I Olesen et al. (2018a) er udledningen pr. ha knyttet til landbrugssektoren i Danmark

beregnet for fire produkter; mælk, grisekød, æg og planteavl inden for henholdsvis konventionel og økologisk

produktion, baseret på studier inden for hver driftsgren og produkt.

Der er de seneste år publiceret en række studier inden for landbrugsområdet baseret på LCA-tilgangen og

under danske produktionsforhold. I denne rapport er medtaget studier med direkte sammenligning mellem

konventionel og økologisk produktion. Der er yderligere suppleret med studier af henholdsvis konventionel

og økologisk produktion inden for samme produkt. Dette er gjort for få tilstrækkelige data for de betydende

driftsgrene fra såvel konventionel som økologisk produktion.

Alle studier i tabel 4.3 og 4.5 er primært baseret på attributional LCA med aktivitetsdata for den årlige pro-

duktion og det ressourceforbrug, der er direkte relateret til bedriften. Inden for studierne er emissionen be-

regnet med samme emissionsfaktor (EF) og metode mv. uafhængigt af produktionsform. Generelt er EF ba-

seret på IPCC og således ofte i overensstemmelse med de nationale EF (Nielsen et al., 2020). De estimerede

forskelle i udledningen mellem produktionsform drives således af produktionens gennemførelse, herunder

udbytte, indsats og type af gødning, staldsystem og teknologier til håndtering af gødning mv. For en nærmere

indsigt henvises til de enkelte studier. I nogle studier er der beregninger af emissionen ud fra ændringer i

arealanvendelsen (dLUC og iLUC), men de er ikke medtaget.

Generelt gælder, at studierne ikke har haft som mål direkte af relatere udledningen i forhold til geografisk

sted, hvorfor det i alle studier har været nødvendigt at lave yderligere beregninger for at uddrage udlednin-

gen og arealet i Danmark fra resten af kæden. Hertil kommer at det i flere af studierne ikke er entydigt muligt

at relatere udledningen til de tre hovedkilder, metan, lattergas og energi, så også her har det været nødven-

digt, at lave yderligere beregninger og antagelser. De viste værdier for de tre kilder er derfor ikke på nogen

måde entydige. I en del studier er der f.eks. kun anført CO

-eq. fra foderproduktionen, hvilket dækker over

udledning fra alle kilder. Denne type udledning er anført som ”andet”. I nogle studier er der ikke en opdeling

af emissionen fra gødningen på kilder. I tabel 4.3 er den samlede emission angivet som metan, mens der

ingen værdi er for lattergas.

Dyrkningsjordens kulstofændringer ikke indgår i alle studier, hvorfor der præsenteres værdier for udlednin-

gen såvel med som uden jordens kulstofændringer. I de studier hvor jordpuljeændringer er inkluderet er de

generelt baseret på en tilpasning af C-Tool modellen. Det skal bemærkes, at jordpuljeændringer er inkluderet

i de nationale opgørelser, hvorfor klimaaftryksværdierne, hvor jordpuljeændringer er inkluderet, anses som

mest retvisende.

På tværs af studier inden for produkttype er der i nogle tilfælde lavet en omregning således at udledningen

er angivet i forhold til samme funktionelle enhed (FU) inden for hver driftsgren, f.eks. 1 kg energikorrigeret

mælk (EKM) eller 1 kg levendevægt (lw) grisekød. For mælk er det den del af produktionen, der er knyttet til

mælk, som er angivet, baseret på den allokering der er anvendt i studiet. Udledninger fra husdyrgødning er

knyttet til husdyrproduktionen. I studierne af de enkelte afgrøder (Mogensen et al., 2018) er de konventio-

nelle afgrøder gødet med handelsgødning i forhold til normerne. De økologiske afgrøder i Mogensen et al.

(2018) er gødet svarende til i gns. 140 kg total-N pr ha, ud fra et typisk kvægsædskifte. For den faktiske ud-

ledning fra planteavl vil det betyde en lille underestimering af udledningen idet gødskningen ved den økolo-

giske og en del af den konventionelle planteavlsdrift vil være baseret på husdyrgødning – typisk tilført fra

økologiske eller konventionelle husdyrbrug. Disse planteavlsbrug vil så have en marginal lavere udledning,

når alt husdyrgødning henføres til husdyrbedriften. I korn afgrøder er det forudsat at halmen er fjernet, så-

ledes at en mindre del, 5% af markens samlede emissioner følger halmen.

Dette er et af flere eksempler på, at det er vanskeligt direkte at overføre produktstudier til sammenhæn-

gende bedrifts- og nationale effekter. I studierne er der ikke inddraget effekten af omfanget af kendte virke-

midler, som medtages i den nationale opgørelse, som f.eks. biogas og forsuring, hvorfor de estimerede ud-

ledninger kan være marginalt højere end den faktiske.

Alle studierne er baseret på global warming potential (GWP) i et 100 årigt perspektiv, men der er lidt forskel

i omregningen fra CH

og N

O til CO

-eq. (afhængig af om der er brugt IPCC guidelines fra 2006 eller 2013) og

der er lidt variation i, hvilken emission der er knyttet til forbruget og produktionen af energi og handelsgød-

ning, såvel på bedriften som ved produktion af importerede ressourcer. Jordpuljeændringer (under LULUCF)

er i LCA-studierne baseret på et 100-årigt perspektiv, undtagen et (Halberg et al., 2010) hvor der er regnet

på et 10-årigt perspektiv. For at få data som er i samme tidsperspektiv som de nationale opgørelser, er der

omregnet til et 20-årigt perspektiv, ved af fordoble effekter i forhold til 100 år og halvere i forhold til 10 år

ud fra Petersen et al. (2013), gældende for de værdier, der er angivet pr. ha i tabel 4.4 og 4.6.

Udledningen estimeret for Danmark er omregnet til pr. ha i Danmark og produktionen er ligeledes relateret

til arealet i Danmark. Værdier i tabel 4.4 og 4.6 viser således effekten af forskelle i udnyttelsen af 1 ha i

Danmark på den nationale emission og produktion, mens værdierne i tabel 4.3 og 4.5 giver de tilsvarende

effekter i forhold til hele produktkæden frem til ab gård.

Den overordnede tolkning på tværs af produkter er, at der er meget små forskelle afhængig af produktions-

form på udledningen pr kg produkt, mens der er en betydelig merudledning pr ha for de animalske produkter

ved konventionel drift i forhold til økologisk, og at der for planteproduktionen er lidt mindre forskelle. Disse

sammenhænge mellem emissioner pr. kg produkt og pr. hektar er i overensstemmelse med et notat af Knud-

sen et al. (2019) og review af internationale LCA-studier (Meier et al., 2015; Wagenberg et al., 2017). Effekten

af produktionsform på produktiviteten pr ha i Danmark for de animalske produkter forstærkes af, at der her

ses på produktionen i forhold til arealet i Danmark, men også såfremt produktionen udtrykkes ved det sam-

lede areal vil der være en væsentlig reduktion ved økologi i forhold til konventionel indenfor driftsgren.

Der er fire studier af mælkeproduktion, hvoraf tre er med en direkte sammenligning mellem de to produkti-

onsformer, baseret på et større antal bedrifter. På tværs af studierne er der nogenlunde ens niveau i udled-

ning pr kg og pr ha. De to studier, hvor kulstof i jord er medtaget er der forskel mellem økologisk og konven-

tionel produktion i det ene studie. Ved omregning til emissionen pr ha i Danmark er der igen stort set samme

relative effekt af produktionsform. Den markant lavere emission pr ha fra økologisk mælk skyldes et større

arealforbrug, i kombination med en højere andel af såvel areal som emissionen i Danmark i forhold til kon-

ventionel mælkeproduktion.

Der er flere studier af svineproduktionen, men ingen med en direkte sammenligning mellem de to produkti-

onsformer. Med det forbehold, så er er der en lidt lavere udledning pr kg ved økologisk i forhold til konven-

tionel griseproduktion, mens der ved omregning til udledningen pr ha i Danmark er en markant lavere fra

økologisk. Her er den helt afgørende faktor at arealforbruget i Danmark er næsten dobbelt i den økologiske

produktion i forhold til konventionelt.

For planteavl er der et studie baseret på data fra et sædskiftestudie med et konventionelt sædskifte og tre

økologiske sædskifter med forskelle i gødningstildelingen. Herudover er medtaget data fra et modelstudie af

konventionelle fodermidler, hvor der desuden til sammenligning var nogle få økologiske fodermidler. De øko-

logiske afgrøder har i disse studier en lidt højere emission pr kg tørstof end de konventionelle, men omregnet

til pr ha en lavere emission. Studierne af planteavl må betragtes som eksempler på forskellige afgrøder, men

ikke nødvendigvis repræsentative for de to produktionsformer.

Tabel 4.3.

Klimaaftryk pr. kg produkt for kvæg og svineproduktion (LCA), og andel heraf som kan henføres til emission i Danmark.

Produkt

Produktions-

form

Data tid

og type

Energi

Andet

Klimaaftryk, kg CO

eq. pr kg produkt

Jordkulstof-

ændringer

% i DK

Samlet klimaaf-

tryk med jord

C-ændringer

1,01

0,95

% i DK

Areal. (m

pr kg

produkt

I alt

Samlet klimaaf-

tryk uden jord C-

ændringer

Mælk

Konv.

2015 (S)

1 kg EKM

0,42

0,45

0,09

0,1

-0,05

1,06

Øko.

0,49

0,46

0,06

0,03

-0,09

1,04

Mælk

Konv.

1 kg EKM

0,55

0,26

0,12

0,13

1,06

2001-

2003 (R)

Øko.

0,59

0,3

0,17

0,04

1,1

Mælk

Konv.

2018 (R)

1 kg EKM

0,54

0,21

0,10

-0,04

0,95

Øko.

0,52

0,23

0,13

0,05

-0,04

0,93

Mælk

Konv.

2011 (C)

1 kg EKM

0,48

0,64

0,18

0,27

1,57

0,46

0,48

0,19

0,14

1,27

0,5

0,59

0,15

0,42

1,66

Øko.

0,6

0,5

0,22

0,11

1,43

0,48

0,4

0,09

0,13

1,1

Grisekød

Konv.

2005(S)

1 kg lw

0,81

1,10

0,15

0,45

2,51

Grisekød

Konv.

2010 (S)

0,50

0,17

0,15

1,37

2,18

Grisekød

Konv.

2005 (S)

2,06

0,20

0,44

0,20

2,70

2016 (S)

1,68

0,15

0,37

0,20

2,20

Grisekød

Øko. inde

2010 (F)

1,95

0,15

0,82

-0,40

2,92

Øko, mark

2,09

0,17

1,06

-0,40

3,32

Øko, telt

1,90

0,17

0,76

-0,60

2,83

Grisekød

Øko. inde

2014 (F)

0,55

0,46

0,2

0,96

0,36

2,17

Øko, ude-græs

0,29

0,84

0,2

1,07

0,13

2,4

Øko,ude-cikorie

0,26

0,75

0,15

0,84

0,13

Mælkeproduktion:

Knudsen et al, 2019;

Kristensen et al, 2011;

Kristensen & Kristensen, 2019;

Guerci et al., 2013

Grisekød:

Dalgaard et al., 2007;

Nguyen, et al. 2011;

Dorca-Preda et al., 2019;

Halberg, et al. 2010;

Jacobsen et al., 2015

S: Statistik data; R: repræsentative bedrifter; C= case bedrifter; F= forsøg

Negativt tal angiver indlejring af kulstof

Incl. lattergas

91%

97%

88%

96%

89%

95%

83%

85%

75%

95%

88%

82%

75%

84%

83%

72%

68%

73%

72%

81%

80%

88%

95%

0,91

0,89

87%

93%

0,99

1,53

1,57

2,04

1,00

1,47

1,3

1,07

1,43

1,87

1,62

4,4

5,0

4,6

6,9

9,2

8,5

8,11

8,05

6,9

0,83

1,35

1,25

1,96

0,79

1,31

1,1

0,89

0,61

1,69

1,32

3,3

3,4

3,2

5,8

8,1

7,4

5,46

6,3

5,52

2,51

2,90

2,40

2,52

2,92

2,23

2,53

2,13

84%

83%

67%

64%

66%

67%

74%

Tabel 4.4.

Drivhusgasemissioner pr. ha i Danmark og produktivitet for mælke- og griseproduktion samt økologi i procent af konventionel ved studier

med direkte sammenligning af produktionsformer

Udledning i Danmark - kg CO

-eq. pr ha i Danmark og økologi i % af konventionel

Jord

Samlede emissioner

Samlede emissioner med

C-ændring

uden jord C-ændring

jord C-ændring

Mælk

Konv.

-1.686

11.566

9.880

Øko.

-1.629

7.481

5.852

65%

59%

Mælk

Konv.

7.440

Øko.

5.408

73%

Mælk

Konv.

-1.518

10.722

9.203

Øko.

-763

6.733

5.969

63%

65%

Mælk

Konv.

11.846

12.172

20.328

Øko.

8.055

7.292

Grisekød

Konv.

4.994

Grisekød

Konv.

1.000

6.647

7.647

Konv.

1.063

5.719

6.781

Grisekød

Øko.

-345

3.621

3.276

Øko

-247

2.790

2.543

Øko

-405

2.797

2.392

Grisekød

Øko.

549

2.849

3.399

Øko

-254

3.079

2.825

Øko

-109

2.908

2.799

Negativt tal angiver indlejring af kulstof

Produkt

Produktions-

form

Produktion

Enhed

Kg EKM

Produktion pr. ha

12.048

7.407

61%

8.000

5.102

64%

12.658

7.634

60%

9.091

11.236

16.393

5.917

7.576

3.030

2.941

3.125

1.724

1.235

1.351

1.832

1.587

1.812

Produktion pr. årsdyr

9.599

8.708

8.201

7.175

9.980

9.199

8.527

10.427

7.976

6.275

7.718

2.748

2.451

3.377

Kg lw

2.118

Tabel 4.5.

Klimaaftryk pr. kg produkt (LCA) for planteavl, samt arealforbrug i Danmark

Klimaaftryk, kg CO

eq. pr kg tørstof

Jordpul-

Samlet

jeæn-

klimaaf-

dringer

tryk

tryk med

uden

jord C-

ændrin-

% af an-

ændrin-

ger

Produkt

Produktionsform

Energi

Andet

det i DK

ger

Sædskifte

Konv.

0,206

0,082

0,136

0,425

Øko - gylle

0,244

0,123

0,096

-0,024

0,464

0,440

Øko – no input

0,224

0,195

0,054

0,420

0,474

Øko-grøngødning

0,367

0,185

-0,126

0,552

0,426

Vårbyg

Konv.

0,201

0,091

0,23

0,154

0,522

0,676

Øko.

0,195

0,101

0,232

0,245

0,528

0,773

Rug

Konv.

0,25

0,102

0,221

0,053

0,573

0,626

Øko.

0,233

0,12

0,218

0,053

0,571

0,624

Rapsfrø

Konv.

0,366

0,16

0,393

0,112

0,919

1,031

Øko.

0,275

0,128

0,331

0,271

0,798

1,069

Knudsen et al, 2014;

Mogensen et al., 2018, 3) Mogensen et al., 2018, men nye beregninger af økologisk rug.

Beregnet relativt i forhold til konventionel; b) Uden indregning af effekt fra husdyrgødning

Areal

)

1,77

2,50

3,98

4,12

2,28

2,92

2,25

2,88

2,98

4,08

Tabel 4.6.

Drivhusgasemissioner pr. hektar i Danmark opdelt i jordpuljeændringer og andre emissioner (i kg

-eq. pr.ha) og økologi i procent af konventionel samt produktionen (i kg tørstof pr. ha).

Emissioner i Danmark, kg CO

eq. pr. hektar og økologi i % af

konventionel

Jord

Samlede emissioner

C-ændring

uden jord C-ændring

med jord C-ændring

Produkt

Sædskifte

Produktionsform

Konv.

Øko - gylle

Øko – no input

Øko - grøngødning

Konv.

Øko.

Konv.

Øko.

Konv.

Øko.

-213

257

-638

1351

1678

471

368

752

1328

1.626

1.481

1.063

1.353

65-91%

Vårbyg

1.382

1.117

81%

Rug

1.614

1.309

81%

Rapsfrø

1.831

1.077

59%

Produktion,kg tørstof

pr. hektar

1.626

1.268

1.319

715

44-78%

2.732

2.795

102%

2.085

1.677

80%

2.583

2.405

93%

Produktion

5.645

3.997

2.514

2.426

43-71%

4.386

3.425

78%

4.444

3.472

78%

3.356

2.451

73%

Negativt tal angiver indlejring af kulstof

5 Udledning af klimaeffekter

Troels Kristensen og Jesper Overgård Lehmann

AU, Institut for Agroøkologi

5.1 Klimaeffekt ved økologisk produktion

Baseret på de tilgængelige studier i kapitel 4 kan der udledes sammenlignelige estimater for tre driftsgrene

– mælk, svin og planteavl. Ud fra analysen i kapitel 3 arbejdes der med fem driftsgrene (malkekvæg, svin,

planteavl, andet og deltid) henholdsvis konventionel og økologisk, hvorfor det ikke er muligt direkte at koble

estimater for emission til alle de udledte driftsgrene. For mælk, svin og planteavl er estimaterne baseret på

en direkte syntese af resultaterne i tabel 4.3 og 4.5.

Tabel 5.1.

Estimat for emissionen pr. ha i Danmark afhængig af driftsform og driftsgren, kg CO

-eq. pr. ha.

Malke-

kvæg

10.500

Konventionel

Svin

Plante-

avl

5.700

1.650

Øv-

rige

2.662

Malke-

kvæg

6.900

66%

-1.500

5.400

60%

7.300

(kg EKM)

62%

Økologi

Svin

Plante-

avl

3.200

1.300

56%

-200

3.000

45%

1.700

(kg lw)

55%

79%

425

1.725

87%

3.250

(kg ts)

72%

Øv-

rige

1.775

67%

269

2.044

58%

Emissioner uden jordpulje-

ændringer, kg CO

-eq pr. ha

% af konv

Jordpuljeændringer, kg CO

eq pr. ha

Emissioner med jordpulje-

ændringer, kg CO

-eq pr. ha

% af konv

Produktion pr. ha (enhed pr.

ha))

% af konv

-1.500

9.000

1.000

6.700

850

2.500

887

3.550

11.700

(kg EKM)

3.100

(kg lw)

4.500

(kg ts)

Værdierne for malkekvæg er udledt fra studierne af Knudsen et al. (2019), Kristensen & Kristensen (2019) og

Kristensen et al., (2011), hvor der er en direkte sammenligning mellem konventionel og økologisk drift base-

ret på et repræsentativt datamateriale. Den relative effekt af driftsform er ens mellem de tre studier, mens

det absolutte niveau er højest i de to seneste studier. Disse højeste niveauer er brugt som udgangspunkt for

estimaterne i tabel 5.1, idet de er repræsentative for et nutidigt niveau af produktivitet.

Inden for svineproduktionen er der ingen direkte sammenlignelige studier baseret på danske data, men det

vurderes, at metoderne i de anvendte studier er så ensartede, at niveauerne direkte kan sammenlignes. Esti-

materne for den konventionelle produktion er fra Dorca-Preda et al. (2019) og er baseret på produktionsdata

fra 2016. To studier af økologisk svineproduktion sammenligner forskellige økologiske produktionskoncepter,

hvor estimaterne i tabel 5.1 er udledt fra det seneste studie af Jakobsen et al. (2015).

For økologisk planteavl er der antaget, at 25% af arealet dyrkes med grøngødning og græs, hvor der årligt

indlejres 1.000 kg CO

-eq., mens der på det øvrige areal dyrkes lige meget af tre forskellige afgrøder, som kan

repræsenteres ved værdierne for henholdsvis vårbyg, rug og raps. Desuden er det antaget, at der er tildelt

100 kg N i husdyrgødning til disse tre afgrøder, som giver et samlet bidrag på 600 kg CO

-eq. pr ha til kulstof-

indlejring (Mogensen et al., 2014). Derfor korrigeres den gennemsnitlige fjernelse af kulstof fra jordpuljen

for de tre økologiske afgrøder på 1.125 kg CO

-eq. (tabel 4.6) med (0,75*-600) +(0,25*-1.000) = 700, hvilket

giver en netto fjernelse fra jordens kulstofpulje på 425 kg CO

-eq. pr ha årligt svarende til halvdelen af udled-

ningen fra konventionel planteavl.

Estimaterne for konventionel planteavl er udledt ud fra gennemsnit af afgrøderne vårbyg, rug og rapsfrø,

som er i fin overensstemmelse med udledningen fra det konventionelle sædskifte i studiet af Knudsen et al.

(2014), og ved antaget 85% tørstof i overensstemmelse med udbyttet i de tilsvarende afgrøder opgjort for

konventionelle planteavlsbedrifter i regnskabsstatistikken (tabel 3.1). Det økologiske udbytte på 3.250 kg

tørstof pr ha, er derimod ca. 500 kg tørstof pr ha højere end udbyttet i de tilsvarende afgrøder fra økologiske

planteavlsbedrifter i tabel 3.1. Ved andre afgrødesammensætninger vil det faktiske udbytte i begge produk-

tionsformer kunne afvige fra disse relationer. Der foreligger imidlertid ikke LCA-studier med udgangspunkt i

den faktiske afgrødefordeling på konventionelle og økologiske planteavlsbrug.

For at kunne give et estimat for den generelle virkning af økologi i forhold til konventionel produktion er der

udledt en driftsgren ”Øvrige” i tabel 5.1 for herved at dække hele landbrugsarealet. Driftsgrenen er baseret

på summen af arealerne knyttet til driftsgrenene ”Andet” og ”Deltid” i tabel 3.1, og estimaterne for udled-

ningen er beregnet ud fra 25% svin og 75% planteavl. Ud fra afgrødefordelingen er der ved denne vægtning

et ”underskud” af græs repræsenteret i driftsgrenen ”Øvrige”, på ca. 10% ved konventionel og 20% ved øko-

logi.

Tabel 5.1 viser, at der ved en direkte sammenligning mellem konventionel og økologisk drift inden for hver

driftsgren er en mindre drivhusgasudledning pr ha landbrugsareal i Danmark ved økologisk drift for malke-

kvæg (3.600 kg CO

-eq.), svineproduktion (2.500 kg CO

-eq.), øvrige (807 kg CO

-eq. og planteavl (350 kg CO

eq.) uden indregning af ændringer i jordpuljen. Når den beregnede ændring i jordens kulstofpulje inddrages,

bliver reduktionen af samme størrelsesorden for malkekvæg, mens den stiger for de øvrige driftsgrene, svi-

neproduktion (3.700 kg CO

-eq.), øvrige (1.506 kg CO

-eq. og planteavl (775 kg CO

-eq.). Herudover ses det,

at produktionen pr ha landbrugsareal i Danmark ved omlægningen reduceres med 4.400 kg EKM ved mæl-

keproduktion, 1.400 kg levende vægt i svineproduktionen og 1.250 kg tørstoffor planteavl.

En beregning af den generelle økologieffekt på udledningen afhænger af arealet bag de 4 driftsgrene ved

henholdsvis konventionel og økologisk produktion. Data i afsnit 3 viser en markant overvægt af mælk ved

økologi, 47% af arealet mod kun 19% af det konventionelle areal. Disse arealer er imidlertid knyttet til bedrif-

ten defineret som værende en mælkeproduktion, mens emissionerne og det tilhørende areal i tabel 4.3 og

4.4 er knyttet til produktionen af mælk og dermed medtager de arealer på andre danske bedrifter, som har

produceret afgrøder, der er opfodret på malkebedriften. Hertil kommer, at de arealer, der er knyttet til pro-

duktionen af mælk i emissionsopgørelser, er en delmængde af bedriftens areal, idet noget areal er allokeret

til den tilhørende kødproduktion (ca. 15%). Tilsvarende overvejelser gør sig gældende for svinebedrifterne,

hvor der også er et foderforbrug baseret på afgrøder fra bedrifter tilhørende andre driftsgrene og dermed et

areal som ikke er en del af driftsgren ”svin” i regnskabsopgørelserne. Der er således en betydelig usikkerhed

på de i tabel 5.2 angivne arealandele bag de fire driftsgrene inden for henholdsvis konventionel og økologisk

produktion, når det skal relateres til produktet og ikke bedriften. Der er derfor brugt to tilgange til at estimere

den generelle effekt.

Metode-1 er andel af arealet, som det fremgår af regnskabsstatistikken (tabel 3.1). Metode-2 er andel af

mælk og svin er beregnet ud fra produktionen af henholdsvis mælk og svinekød pr. ha i tabel 5.1 og produk-

tionen heraf i Danmark i 2018 fordelt på konventionel (mælk: 5.615 mio kg, svin: 1.868 mio kg) og økologi

(mælk: 689 mio kg, svin: 25 mio kg) fra Danmarks Statistik (2020). Dog er produktionen af økologiske slagte-

svin estimeret ud fra antal i Landbrugsstyrelsen (2020). Herefter er andelen af planteavl og øvrige fordelt

relativt som ved metode-1. Ved Metode-1 er der en markant højere andel malkekvæg end ved Metode-2,

hvor omfanget er i overensstemmelse med opgørelsen i tabel 3.2.

Tabel 5.2.

Andel af arealet (i %) tilknyttet fire driftsgrene henholdsvis konventionelt og økologisk ved to for-

skellige metoder samt det tilhørende estimat for emissionen pr. ha i Danmark afhængig af sammensætningen

af disse driftsgrene, kg CO

-eq. pr. ha.

Andel af driftsgren (%)

Malke-

Svin

Plante-

Øvrige

kvæg

avl

Emissioner i DK (kg CO

-eq. pr.ha)

Emissioner

Jordpulje-

Emissioner

uden jord-

ændringer

med jord-

pulje-æn-

dringer

4.374

4.151

95%

4.777

3.494

73%

442

-552

4.817

3.599

75%

5.207

3.167

61%

Metode-1:

Konventionel

Økologi

Øko. % konv.

Metode-2 :

Konventionel

Økologi

Øko. % konv.

430

-324

Ud fra de angivne arealandele er der beregnet en udledning af emissioner pr. hektar på baggrund af sam-

mensætningen af driftsgrene inden for økologisk og konventionel produktion samt de estimerede emissioner

fra hver driftsgren. Disse resultater viser, at hvis der tages hensyn til sammensætningen af driftsgrene, er

emissionen fra økologiske arealer mellem 223 og 1.283 kg CO

-eq. pr ha lavere end på konventionelle arealer,

hvis der ikke tages højde for jordpuljeændringer, og mellem 1.218 og 2.014 kg CO

-eq. pr ha lavere end kon-

ventionelle, hvis der tages højde for jordpuljeændringer (tabel 5.2) Spændet mellem de to tal afhænger af,

om der er brugt andele af arealer ud fra regnskabstal (Metode-1) eller andele af arealer udledt ud fra pro-

duktionen i Danmark kombineret med arealforbruget bestemt ved LCA-studierne (Metode-2), som beskrevet

ovenfor. Disse markante forskelle viser, at der er en betydelig effekt af sammensætningen af driftsgrene på

den vægtede gennemsnitlige udledning, såvel inden for produktionsform, som på den relative forskel mellem

de to produktionsformer. Emissionen fra malkekvæg er væsentlig højere end fra planteavl og øvrige (tabel

5.1), hvorfor andel af malkekvæg har markant betydning på det generelle estimat. Som argumenteret for

tidligere er andel af driftsgrenen malkekvæg bestemt ved Metode-2 i bedre overensstemmelse med omfan-

get af bedriftstype mælkeproduktion (tabel 3.2) end ved Metode-1. Derfor må effekten af økologi udledt ved

Metode-2 anses for mest retvisende ved den nuværende fordeling af areal på driftsgrene.

Fordelingen af emissionerne på metan, lattergas og energiforbrug er som nævnt ikke entydig i LCA-studierne,

hvorfor der ikke er lavet et estimat af effekten af omlægning opdelt på typen af emission. Ud fra såvel de

refererede empiriske studier og LCA-beregningerne er vurderingen, at der ikke vil være markante forskelle i

den relative fordeling af emissionen inden for driftsgrenene ved de to produktionsformer.

5.2 Omlægning

Ved omlægning til økologisk produktion, vil sammensætningen af driftsgrene således også have en effekt på

den samlede effekt. Hvis der f.eks. omlægges til en stor andel mælkeproduktion, kan den positive effekt ved

økologisk produktion blive opvejet af en negative effekt, i forhold til hvis det er f.eks. planteavlsbedrifter, der

lægger om til mælkeproduktion. Som vist i kapitel 3, så sker omlægning til økologi ikke altid direkte inden for

én driftsgren, mælk til mælk; svin til svin, men ved at der til en given økologisk driftsgren sker en arealmæssig

omlægning fra en eller flere konventionelle driftsgrene. I det følgende beregnes et eksempel på en aktuel

omlægning fra konventionel til økologisk fra 2017 til 2018. Ud over omlægning til økologi, omlægges der også

fra økologi til konventionel. I tidligere undersøgelser er det opgjort til mellem 5-10% af de økologiske bedrif-

ter årligt (Ørum et al., 2011), mens det ud fra (https://lbst.dk/tvaergaaende/oekologi/baggrund-og-fakta-

om-oekologi/tal-og-fakta-om-oekologi/areal-der-gaar-ud-af-oekologisk-drift/)

kan beregnes at et areal sva-

rende til 6% af det økologiske areal ikke ansøger om støtte det følgende år i perioden fra 2013 til 2018.

Effekten på drivhusgasemissioner (uden jordpuljeændringer og med jordpuljeændringer) af den ikke-direkte

omlægning er vist i tabel 5.3 baseret på omlægning i 2018 (tabel 3.3), sammenlignet med effekten ved direkte

omlægning inden for driftsgren. Det er tydeligt, at der er markant forskel i den estimerede ændring af udled-

ningen pr. hektar afhængig af om arealerne omlægges direkte inden for den samme driftsgren eller om en

del af arealet der omlægges til f.eks. økologisk mælkeproduktion kommer fra konventionel planteproduktion

(32% i 2017, jf. tabel 5.3) som i 2017 til 2018. Arealer, der i 2018 blev omlagt til økologisk mælk, havde en

emission (uden jordpuljeændringer) som konventionel på 4.793 kg CO

-eq pr. ha, hvilket bevirker, at omlæg-

ningen øger udledningen med 2.107 kg CO

-eq pr. ha, da et gennemsnitligt økologiske areal med mælkepro-

duktion giver en udledning på 6.900 kg CO

-eq pr. ha. Ved indregning af jordpuljeændringer, vil nettoudled-

ningen dog kun på være 372 kg CO

-eq pr. ha. Effekten er således markant anderledes end ved direkte om-

lægning af konventionel til økologisk mælkeproduktion, der ville reducere udledningerne med 3.600 kg CO

eq. (tabel 5.3). For svin og planteavl er der en reduktion i udledningerne per ha ved begge tilgange, og for-

skellen mellem direkte omlægning inden for driftsgren og effekten ud fra arealændringerne er mindre, idet

der her er en betydelig højere andel af de omlagte arealer, der bliver i samme driftsgren, når de går fra

konventionel til økologisk drift. For planteavl betyder den højere emission fra konventionel kvæg og svin end

konventionel planteavl, at der er en større reduktion i emissionen, når der regnes med udgangspunkt i emis-

sionen før omlægning for de specifikke driftsgrene sammenlignet med effekten af en direkte omlægning fra

konventionel til økologisk planteavl.

Tabel 5.3.

Forskel på drivhusgasemissioner pr. hektar ved omlægning til tre forskellige økologiske driftsgrene

ud fra de andele, der kommer fra fire forskellige konventionelle driftsgrene i 2017 til 2018. Forskellen er

sammenlignet med en direkte omlægning fra konventionel til økologiske drift inden for den samme drifts-

gren.

a) Uden jordpuljeændringer:

Økologi 2018

Konventionel driftsgren- 2017

Mælk

Svin

Plante

Øvrige

Konventionel

2017

Omlagt

2018

Forskel

Effekt

direkte

omlægn.

-3.600

-2.500

-425

Mælk

Svin

Plante

Andel konventionelt omlagt, %

4.793

4.493

2.351

Emission, kg CO

-eq pr. ha

6.900

+2.107

3.200

-1.293

1.760

-591

b) Med jordpuljeændringer:

Økologi 2018

Konventionel driftsgren - 2017

Mælk

Svin

Plante

Øvrige

Konventionel

2017

Omlagt

2018

Forskel

Effekt

direkte

omlægn.

-3.600

-3.700

-775

Mælk

Svin

Plante

Andel konventionelt omlagt, %

5.028

5.421

3.147

Emission, kg CO

-eq pr. ha

5.400

+372

3.000

-2.421

1.725

-1.422

5.3 Usikkerhed

Der er flere typer af usikkerhed, som påvirker estimaterne. Estimaterne skal udtrykke gennemsnittet under

repræsentative praktiske forhold for de enkelte driftsgrene og produktionsformer, hvorfor der er en usikker-

hed knyttet til produktionsdata i LCA-analyserne i forhold til at repræsentere praksis. Ved sammenligning

afgrøde for afgrøde så er der i udbytteopgørelsen fra Danmarks Statistik en reduktion ved økologisk produk-

tion på 46%, i forhold til 28% ud fra LCA-studierne. Den gennemsnitlige forskel mellem de to produktionsfor-

mer vil dog afhænge af fordelingen på afgrøder, samt jordtype, gødningsniveau, efterafgrøder mv. Effekten

på emissionen pr ha ved forskelle i kornart er mindre end i udbyttet pr ha, således fandt Mogensen et al.

(2018) at emissionen pr ha var ens for vårbyg og hvede, trods 40% højere udbytte i hvede ved konventionel

produktion.

Desuden er der usikkerhed på de anvendte emissionsfaktorer og andelen af arealet knyttet til driftsgrene,

som påvirker de generelle estimater.

Der er taget udgangspunkt i selvstændige LCA-analyser ved udledningen af estimaterne for emissioner og

udbytte, hvorfor der kan være forskelle mellem summen af de arealvægtede estimater og den samlede nati-

onale produktion og udledning. Ved LCA-studier er der arbejdet med at beskrive hele produktionskæden

uden en klar opdeling i hvor emissionen sker geografisk. Derfor har det været nødvendigt for en række af

emissionerne at antage en fordeling mellem emission i Danmark og udenfor. Som det fremgår af tabel 4.3 og

4.5 udgør den andel dog ofte under 20% af den samlede udledning, hvorfor usikkerheden på estimatet for

den danske udledning er begrænset.

Som beskrevet i kapitel 4 er emissionen fra husdyrgødningen indregnet i driftsgrenene kvæg og svin, mens

den konventionelle planteproduktionen er beregnet ud fra at der udelukkende tilføres handelsgødning. I

praksis vil der dels være et mindre husdyrhold på de to driftsgrene – planteavl og øvrige – dels vil der sker en

udveksling af husdyrgødning på tværs af driftsgrene og produktionsformer. Det betyder at estimaterne for

planteavl og øvrige er lavere end ved beregninger på den konkrete bedrift. Estimaterne for de enkelte drifts-

grene vil derfor være indbyrdes afhængige, hertil kommer at betydningen af hvilke driftsgrene der omlægges

fra og til har betydende effekt niveauet af emission. Derfor vil brug af estimaterne til scenarieanalyser af

større ændringer i produktionens sammensætning være problematisk.

I flere af LCA-studierne er der lavet følsomhedsanalyser for at belyse usikkerheden på estimaterne, f.eks.

fandt Jakobsen et al. (2015), at 10% højere afgrødeudbytte reducerede klimaaftrykket med 2%, mens Kri-

stensen et al. (2011) fandt en forskel på mere end 50% i minimums- og maksimumsværdier på klimaaftrykket

pr. kg mælk mellem en gruppe bedrifter indenfor såvel økologi som konventionel mælkeproduktion.

Baseret på de udledte drivhusgasudledninger pr. ha og en antaget usikkerhed på 10 % af den beregnede

udledning uden jordpuljeændringer inden for hver driftsgren, er der lavet en simulering af usikkerheden på

det generelle estimat i tabel 5.2. Her går 95%-fraktilen fra 4.002 til 4.984 kg CO

-eq. pr. ha for konventionel

produktion og tilsvarende fra 3.874 til 5.274 kg CO

-eq. pr. ha for økologisk produktion. Derudover udleder

konventionel produktion mellem 341 og 541 kg CO

-eq. fra jordpuljen, mens økologisk produktion lagrer

mellem 397 og 676 kg CO

-eq. pr. ha i jordpuljen. Som illustreret i tabel 5.2 påvirker andelen af de enkelte

driftsgrene også det generelle estimat. En simulering af 10%-point mindre kvæg i den økologiske produktion

ved en sammensætning som Metode-1 viste, at den økologiske sektor udledte mellem 74% og 76% af den

konventionelle sektor, inklusive kulstoflagring i jorden, når de tre øvrige økologiske driftsgrene kan variere

+/- 10 %-point i forhold til sammensætning i tabel 5.2. Det betyder, at udledningen i højere grad er afhængig

af andelen af mælkeproduktion end de øvrige driftsgrene.

6 Fremstilling af økologi i den danske emissionsopgørelse

Steen Gyldenkærne og Mette Hjorth Mikkelsen

AU, Institut for Miljøvidenskab

Den nationale emissionsopgørelse har til formål at kvantificere udledningen af drivhusgasser fra den produk-

tion, der finder sted i Danmark, og inkluderer ikke emissioner relateret til import, eksport eller at de produ-

cerede produkter forbruges uden for landets grænser. Som udgangspunkt er den nationale opgørelse baseret

på de retningsliner, der er beskrevet i IPCC (2006) og i det omfang hvor nationale data er tilgængelige og

tilstrækkeligt dokumenteret, anvendes disse i opgørelsen, for på denne måde at kunne reflektere de klima-

og produktionsforhold som gør sig gældende i Danmark. I opgørelsen arbejdes efter FN princippet TACCC,

som står for Transparency, Accuracy, Consistency, Completeness, and Comparability. Datagrundlaget skal

være veldokumenteret, beregningerne skal være anvendt på en måde som er gennemsigtig, estimatet skal

være så præcist som muligt. En yderligere detaljering af opgørelsen skal samtidig have en proportional stør-

relse, som gør at det bidrager til en større præcision af den samlede opgørelse. Taget i betragtning at den

nationale drivhusgasopgørelse for landbrug opererer med en estimeret usikkerhed på 20 %, vil inkludering

af mindre tiltag blive overskygget af den samlede usikkerhed.

Forsimplet kan det siges, at emissionen opgøres ved at gange aktiviteten (A) med en emissionsfaktor (EF) for

den pågældende aktivitet. Det er således vigtigt, at der er data for både aktiviteten såvel som emissionen.

For landbrugssektoren er husdyrproduktionen af afgørende betydning og en aktivitet er fx antallet malke-

køer, grise, dyrket areal osv. En aktivitet kan også være udbredelsen af en emissionsreducerende miljøtek-

nologi som anvendes, f.eks. at der anvendes staldforsuring på 6% af den samlede produktion af slagtesvin.

For at estimere emissionen fra en given kilde, er det således nødvendigt, at der er data for aktiviteten samt

en tilhørende emissionsfaktor.

I den nationale opgørelse skelnes der ikke mellem økologisk og ikke-økologisk landbrugsproduktion. Dog er

det vigtigt at påpege, at der i beregningen af emissionen for en række forskellige kilder, er taget højde for

landbrugspraksis i den økologiske produktion. Det gælder:

•

Gennemsnitlig antal græsningsdage for malkekvæg, hvor der implicit er taget højde for længere

græsningsperiode for den økologiske andel af produktionen.

Beregning af lattergasemission fra afgrøderester er baseret på nationale tal for udbytter, som om-

fatter både konventionelle- såvel som økologiske arealer.

Til beregning af lattergasemission fra udvaskning af kvælstof fra jorden til rodzone, vandløb og hav

anvendes måldata fra N-LESS modellen, som er baseret på faktiske målinger der omfatter både

økologiske og ikke-økologiske arealer og vandområder.

For udledninger fra mineraljorde er arealet baseret på Danmarks Statistik kombineret med Land-

brugsstyrelsens arealdata (IMK-data). Her anvendes en dynamisk modellering, hvor inputtet er

høstudbyttet fra Danmarks Statistik, som må antages at være et repræsentativt gennemsnit for

økologiske og ikke-økologiske arealer.

Lattergasemission fra anvendelse af kvælstof i handelsgødning må også forventes at være påvirket

af udviklingen af den økologiske produktion, selv sagt i ligevægt med anvendelsen og produktionen

af kvælstof i husdyrgødningen.

•

En række driftsmæssige forhold som er knyttet til den økologiske produktion er således implicit inkluderet i

den nationale emissionsopgørelse, men der fremgår ikke en egentlig skelnen mellem den økologiske- eller

ikke-økologiske produktion, hverken med hensyn til husdyrproduktionen eller arealerne. Det er således ikke

muligt at trække særskilte data ud specifikt for den økologiske produktion.

Langt størstedelen af landbrugets udledninger af drivhusgasser er relateret til husdyrproduktionen, og ved

beregning af drivhusgasemissionen fra husdyrenes fordøjelse og håndtering af husdyrgødning anvendes

normtallene som er udarbejdet af Institut for Husdyrvidenskab, AU (https://anis.au.dk/forskning/sektio-

ner/husdyrernaering-og-fysiologi/normtal/).

Disse normtal betragtes som værende repræsentative for det

danske husdyrhold og justeres årligt for de vigtigste husdyrkategorier så som malkekvæg, slagtesvin og små-

grise. Institut for miljøvidenskab (ENVS), AU, er opmærksom på, at der i Normtal 2019 er kommet specifikke

normtal for økologisk svineproduktion. Anledningen er at økologiske grise har et større energiforbrug og

kvælstofudskillelse end ikke-økologiske, hvorfor det vil være hensigtsmæssigt at skelne mellem disse to pro-

duktionsformer. For at implementere en særskilt kategori for økologisk svineproduktion i opgørelsen er der

behov for aktivitetstal, at udbredelsen af økologiske svin fremgår i Landbrugsindberetningen, så disse samti-

dig bliver fordelt på staldtype. På nuværende tidspunkt vurderes det, at produktionen af økologiske grise er

relativ beskeden, men foreligger der aktivitetsdata, vil ENVS se positivt på muligheden for at implementere

økologisk svineproduktion som særskilt kategori, såfremt det vurderes at forbedre opgørelsen samlet set.

På nuværende tidspunkt er der ikke normtal for økologisk produktion af malkekvæg og ENVS er ikke vidende

om andre opgørelser, som viser at energiforbruget hos økologiske malkekøer er forskellig fra konventionel

produktion.

Som følge af, at der i den nationale opgørelse ikke skelnes mellem økologisk og ikke-økologisk produktion, er

det ikke muligt at estimere udledninger som særskilt er knyttet til den økologiske landbrugsproduktion. En

stratificering af emissionen i økologisk og konventionel landbrug kan udarbejdes, hvis det ønskes og der af-

sættes de fornødne ressourcer dertil. DCE er ikke i stand til hverken at kvantificere det fornødne ressource-

forbrug eller vurdere om en sådan opdeling vil forbedre den samlede nationale opgørelse, da DCE ikke kender

kvaliteten på de data som skal indsamles til en sådan opdeling og for hele tidsserien. Nogle eksempler:

•

Forbruget af fossile brændsler i landbruget opgøres ud fra den samlede bestand af traktorer og salg

til landbruget. For at foretage en opdeling skal DCE kende fordelingen af traktorer og deres kørsels-

mønstre på hhv. konventionelle og økologiske brug

Det er forholdsvis simpelt at afgøre om en malkeko er på et konventionel brug eller et økologisk brug.

DE største udfordringer ligger bl.a. i hvor og fra hvornår en given udledning af CH

fra husdyrgødnin-

gen skal afrapporteres. Hvor skal en konventionel produceret mængde husdyrgødning som overføres

til økologi rapporteres – hos den konventionelle eller hos økologen. På hvilket tidspunkt skifter an-

svaret for den afledte udledning, ved udskillelse fra koen eller når gødningen afleveres på en økolo-

gisk mark? Dette spørgsmål løses med et ”ihændehaver ansvar” som er en principiel beslutning.

Hvis husdyrgødning produceres konventionelt og overføres til en økologisk ejendom medfører det

en øget kulstofopbygning på den økologiske bedrift. Her bliver det et principielt spørgsmål om dette

kulstofopbygning skal bogføres på den konventionelle ejendom eller på den økologiske. Grundlæg-

gende kan dette spørgsmål også løses med et ”ihændehaver ansvar” for en given kulstofmængde,

men det betyder at der skal udarbejdes fulde årlige opgørelser over vandringen af husdyrgødning

mellem landbrugsejendommene.

Udledningen af CO

fra mineraljorder opgøres som forskellen mellem tilførslen og nedbrydningen of

organisk materiale mellem to på hinanden efterfølgende år. Hvis vi for simplicitet antager at fuldt

omlagte økologiske brug har et kulstofniveau i jorden og konventionelle brug har et andet. Grund-

præmissen for disse to systemer vil være, at de er i en kulstofmæssig ligevægt. Ved omlægning fra

det ene system til det andet, vil mængden af kulstof på det omlagte areal bevæge sig mod den nye

ligevægt, som enten er lavere eller højere afhængig af udgangspunktet. For at kunne udarbejde en

•

opgørelse skal DCE derfor kende jordernes udgangspunkt for kulstofmængderne for samtlige pro-

duktionssystemer, der ønskes indført i en sådan opgørelse. Sådanne historiske grunddata vil være en

stor udfordring at fremskaffe. Hvis dette er muligt opstår den næste komplikation med at beregne

de årlige ændringer i kulstoflagret for de ejendomme som ikke er i ligevægt. Hvis det antages, at der

går 30 år fra den gamle ligevægt til en ny ligevægt indtræder, skal alle ejendomme som omlægges

enten til eller økologisk eller fra økologisk til konventionelt brug kunne følges med omlægningsår og

hvilke afgrøder der dyrkes. Samtidig bør et sådant system underopdeles i produktionsgrene hvor en

evt. positiv omlægning til økologisk kvægbrug med en stor årlig indarbejdelse af ny biomasse i jorden

ikke blandes sammen med en oplægning til f.eks. økologisk planteavl hvor den årlige mængde ny

biomasse kan være begrænset.

Udviklingen i husdyrproduktionen såvel som arealudviklingen er i landbrugsfremskrivningen baseret på den

makroøkonomiske AGMEMOD-model, som varetages af Institut for Fødevare- og Ressourceøkonomi (IFRO),

Købehavns Universitet (Jensen, 2020). I AGMEMOD skelnes ikke på nuværende tidspunkt mellem ændring i

efterspørgsel af økologiske- eller ikke-økologiske produkter. For arealanvendelse er det kendt at økologisk

produktion har en anden afgrøde sammensætning, hvilket vil påvirke inputtet af kulstof til jord. For at dette

skal kunne indgå i Basisfremskrivningen, så bør arealfremskrivningen og afgrødefordeling afspejle ændringer

i den økologiske produktion. Dertil er der også behov for informationer om udbytteniveauer for henholdsvis

økologisk og ikke-økologisk produktion.

Såfremt der ønskes en skelnen mellem emissionen fra økologisk og ikke-økologisk produktion, er der princi-

pielt behov for opdeling for alle variable, dvs. ud over opdeling i antal dyr, er der også behov for informationer

om staldtypefordeling, praksis for udbringning af husdyrgødning, afgrødetyper, høstudbytter, høstning af

halm, N-udvaskning. Dette gælder således både informationer om aktivitetsdata og emissionsfaktorer.

7 Diskussion

Troels Kristensen & Marie Trydeman Knudsen

AU, Institut for Agroøkologi

Den estimerede nationale emission pr. ha i Danmark er udledt fra LCA-studier af driftsgrenene mælke-, grise-

og planteproduktion opdelt i emissioner uden og med indregning af ændringer i jordens kulstofpulje. De

tilgængelige studier gav ikke grundlag for en yderligere neddeling af effekten mellem LULUCF, energi- og

landbrugssektoren eller mellem metan og lattergas indenfor landbrugssektoren.

Ved sammenligning af konventionel til økologisk produktion inden for den samme driftsgren er der en reduk-

tion i emissionerne pr. hektar i Danmark fra 775 kg CO

-eq.ved planteavl til 3.600 kg CO

-eq. pr ha ved kvæg-

produktion og 3.700 kg CO

-eq. pr ha ved svineproduktion når ændringer i jordens kulstofpulje indregnes,

hvilket må anses for mest retvisende. Hvis der tages højde for den nuværende arealmæssige sammensætning

af driftsgrene inden for økologisk og konventionel produktion, er der estimeret en generel lavere emission

fra økologiske arealer på mellem 1218 og 2.040 kg CO

-eq- pr. ha afhængig af metoden til fastlæggelse af

arealfordeling når ændringer i jordpuljen indregnes og mellem 223 og 1283 når jordpuljen ikke indregnes.

Olesen et al. (2018a) beregnede en effekt udelukkende i landbrugssektoren uden indregning af kulstof i jor-

den på 639 kg CO2-eq. pr ha ved omlægning til økologisk produktion, hvilket er på niveau med estimatet på

223 til 1.283 kg CO2-eq. pr ha i nærværende notat, under antagelse af at bidraget fra landbruget i energisek-

toren er ens de to produktionsformer. Syntesen viser en variation i ovenstående estimater afhængig af be-

regningsmetode og usikkerhed på de anvendte emissionsforudsætninger. Hertil kommer at metoden med at

tage udgangspunkt i LCA studier betyder at der er usikkerhed på adskillelse af den nationale emission fra

emissionen fra importen af ressourcer til produktionen. Modsat så har udgangspunktet i LCA studierne givet

mulighed for at knytte emissionerne til de enkelte driftsgrene og produktionsformer, som var en del af op-

gaven. Der er relativt få studier til rådighed, heraf flere som ikke er repræsentative for de betragtede pro-

dukter. Ved udledning af de arealbaserede emissioner og produktivitet indenfor driftsgren og produktions-

form er det tilstræbt af sikre repræsentativitet, men der er ikke lavet en egentlig kontrol heraf i form af den

samlede produktion, import mv. på tværs af driftsgrene i forhold til nationale tal.

Ovenstående estimater er baseret på en sammenligning af driftsgren for driftsgren, men effekten ved om-

lægning til økologi kan blive overskygget af effekten mellem de enkelte driftsgrene, hvor mælke-og svinepro-

duktionen har en betydeligt højere emission end planteproduktion. Baseret på den faktiske omlægning i 2018

til økologisk mælkeproduktion blev det beregnet, at det ikke havde en reducerende effekt på emissionerne,

men derimod øgede emissionen med 372 kg CO2 eq. pr ha, fordi en betydelig andel af de arealer, der blev

omlagt, kom fra konventionel planteavl – til trods for at en direkte omlægning fra konventionel til økologisk

mælkeproduktion vil reducere emissionerne med 3.600 kg CO2 eq.. Omlægning til økologisk svine- eller plan-

teproduktion reducerede emissionerne ved såvel den direkte sammenligning, som når der blev taget hensyn

til fordelingen af de omlagte arealer fra konventionelle driftsgrene.

Den generelle effekt af økologisk produktion på udledningen af klimagasser pr. areal enhed i Danmark i for-

hold til konventionel produktion er således særdeles følsom for andelen af arealet knyttet til husdyr, hvilke

konventionelle driftsgrene der omlægges, samt om ændringer i jordens kulstofpulje indregnes. Hertil kom-

mer at der er en løbende udvikling indenfor såvel den konventionelle som økologiske produktion, som bety-

der at estimater baseret på historiske data ikke nødvendigvis er dækkende for den nuværende eller fremti-

dige produktionspraksis.

Derfor vil brug af generelle estimater for effekten af omlægning være behæftet med stor usikkerhed, hvorfor

de næppe vil være retvisende ved scenarieanalyser af større ændringer. Brug af den driftsgrensspecifikke

tilgang kræver en genberegning i det konkrete tilfælde af, hvilke driftsgrene der omlægges fra konventionel

til økologi, for at få et retvisende estimat. Herved kan der laves analyser af større ændringer, der kræver en

nærmere analyse af den indbyrdes sammenhæng mellem bedrifterne indenfor driftsgren og mellem drifts-

grene og produktionsformer.

Vurderet pr. kg produkt, plante, mælk eller grisekød, er der stort set ikke forskel i emissionen afhængig af

produktionsform. Den lavere emission pr. ha ved økologisk produktion kan ses i sammenhæng med, at der

også er en nedgang i produktionen pr. ha ved omlægning til økologi på mellem 28 og 45%, hvorfor effekten

af en øget andel af arealet, der dyrkes økologisk skal ses i forhold til den samlede forsyning med fødevarer.

Ved øget andel økologi vil arealbehovet i Danmark stige ved den nuværende produktivitet og sammensæt-

ning af produktionen, dels fordi det økologiske jordbrug har en højere national selvforsyning med foder og

gødning, dels fordi udbyttet pr. ha er lavere. Det betyder af behovet for importeret gødning og foder også

blive påvirket. Omfanget afhænger dog af, om sammensætning af den konventionelle husdyr- og plantepro-

duktion opretholdes ved omlægning til økologi. Afhængig af produktionsmønsteret af fødevarer kan en om-

lægning til økologi derfor medføre et behov for øget produktion udenfor Danmark, som beskrevet i Smith et

al. (2019). Indregning af sådanne indirekte effekter er dog problematisk, hvilket er blevet diskuteret i van der

Werf et al. (2020). En overordnet analyse der inkluderer indirekte effekter på en eventuel lækageeffekt findes

pt ikke.

I et notat skiver Klimarådet (2018) generelt om arealanvendelse at ”uanset hvordan arealerne i fremtiden

anvendes, vil der være en lækageeffekt forbundet med omlægningen af landbrugsarealer, da produktionen,

der førhen fandt sted på disse jorder, sandsynligvis vil flyttes til udlandet, for at opretholde den samlede

globale landbrugsproduktion. Dette kan være særligt problematisk, hvis produktionen flytter til lande med

mindre effektive landbrug end det danske, hvorfor det således kan give anledning til højere drivhusgasudled-

ninger, end det var tilfældet i Danmark. Samtidig bør arealomlægningen dog også ses i lyset af en forventet

omlægning af Danmarks og verdens fødevareproduktion til at være mere plantebaseret. Denne produktion

kræver alt andet lige mindre areal, idet der ikke skal dyrkes så meget foder til kvæg og grise”. En nærmere

analyse af de nationale og internationale lækage effekter ved omlægning til økologi har ikke været muligt at

inddrage i nærværende rapport.

I relation til de officielle nationale opgørelser indregnes effekten af økologi indirekte via f.eks. udbytte i af-

grøderne, mængde og type af gødning, andel af græs i sædskiftet mv. Det vurderes, at de konkrete emissi-

onsfaktorer for metan og lattergas ikke vil være afhængig af produktionsform, hvorfor det er produktionens

gennemførsel og omfang, der bliver afgørende for de relaterede klimaeffekter. Tilsvarende gælder for æn-

dringer i jordens kulstofindhold, hvorfor forskelle mellem konventionel og økologisk produktion primært vil

afhænge af andelen af græs, efterafgrøder og husdyrgødning, uanset hvilken produktionsform de indgår i.

Det vurderes derfor, at de nationale opgørelser indirekte tager højde for effekterne ved økologisk produk-

tion, men det er ikke for nærværende muligt at give et særskilt estimat for effekten af økologi.

Referencer

Ballabio, C., Panagos, P., Monatanarella, L., (2016). Mapping topsoil physical properties at European scale us-

ing the LUCAS database. Geoderma 261, 110–123. doi:10.1016/J.GEODERMA.2015.07.006.

Baral, K.R., Labouriau, R., Olesen, J.E. and Petersen, S.O., (2017). Nitrous oxide emissions and nitrogen use effi-

ciency of manure and digestates applied to spring barley. Agriculture, Ecosystems & Environment 239,

188-198.

Baral, K.R., Jégo, G., Amon, B., Bol, R., Chantigny. M.H., Olesen, J.E., Petersen, S.O., (2018). Greenhouse gas

emissions during storage of manure and digestates: Key role of methane for prediction and mitigation.

Agricultural Systems. 166:26-35.

Brozyna, M.A., Petersen, S.O., Chirinda, N., Olesen, J.E., (2013). Effects of grass-clover 1 management and

cover crops on nitrogen cycling and nitrous oxide emissions in a stockless organic crop rotation. Agricul-

ture, Ecosystems & Environment 181, 115-126.

Chirinda, N., Carter, M.S., Albert, K.R., Ambus, P., Olesen, J.E., Porter, J.R., Petersen, S.O., (2010) Emissions of

nitrous oxide from arable organic and conventional cropping systems on two soil types. Agriculture, Eco-

systems & Environment 136, 199-208.

Christensen, B.T., (2005). Kulstof i dyrket jord – vurdering af potentiale for øget lagring. Side 103–120 i DJF rap-

port Markbrug nr. 113. Drivhusgasser fra jordbruget – reduktionsmuligheder (J. E. Olesen, red.).

Christensen B.T., Rasmussen J., Eriksen, J., Hansen E.M., (2009). Soil carbon storage and yields of spring barley

following grass leys of different age. European Journal of Agronomy 31: 29-35.

Danmarks statistik (2020). https://www.statistikbanken.dk

Dalgaard, R., Halberg, N., Hermansen, J.E., (2007). Danish pork production – An environmental assessment.

Rapport fra DJF Animal Science No 82.

Dorca-Preda, T., Mogensen, L., Kristensen, T, Knudsen, M.T., (2019). Development of the environmental im-

pact of Danish pork – focusing on improvement options (in prep)

Duan, Y.-F., Hallin, S., Jones, C.M., Prieme, A., Labouriau, R., Petersen, S.O., (2018). Catch Crop Residues Stimu-

late N2O Emissions During Spring, Without Affecting the Genetic Potential for Nitrite and N2O Reduc-

tion, Frontiers in Microbiology 9, 2629.

EC, (2019). Policy background. European Footprint Pilot Phase. European Commission. Online at https://ec.eu-

ropa.eu/environment/eussd/smgp/policy_footprint.htm

Eriksen, J., Jensen, L.S., (2001). Soil respiration, nitrogen mineralisation and uptake in barley following cultiva-

tion of grazed grasslands. Biology and Fertility of Soils 33: 139-145.

Guerci, M., Knudsen, M.T., Bava, L., Zucali, M. Schonbach, P., Kristensen, T., (2013). Parameters affecting the

environmental impact of a range of dairy farming systems in Denmark, Germany and Italy. J. Cleaner

Prod. 54, 133-141.

Halberg, N., Hermansen, J.E., Kristensen, I.S., Eriksen, J., Tvedegaard, N., Petersen, B.M., (2010). Impact of or-

ganic pig production systems on CO2 emission, C sequestration and nitrate pollution. Agron. Sustain.

Dev. 30. 721–731

Hristov, A. N., Oh, J., Giallongo, F., Frederick, T. W., Harper, M. T., Weeks, H. L., Branco, A. F., Moate, P. J.,

Deighton, M. H., Williams, S. R. O., Kindermann, M., Duval, S. (2015). An inhibitor persistently decreased

enteric methane emission from dairy cows with no negative effect on milk production.

Proceedings of

the National Academy of Sciences of the United States of America, 112(34),

10663–10668.

https://doi.org/10.1073/pnas.1504124112

IPCC, (2006). IPCC, 2006. Guidelines for national greenhouse gas inventories. In: Agriculture, Forestry and

Other Land Use. Intergovernmental Panel on Climate Change. Vol. 4. Available at: https://www.ipcc-

nggip.iges.or.jp/public/2006gl/vol4.html

IPCC, (2019). 2019 Refinement to the 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories. Volume

4: Agriculture, Forestry and Other Land Use, Chapter 11: N2O Emissions from Managed Soils, and CO2

Emissions from Lime and Urea Application. Intergovernmental Panel of Climate Change (IPCC), National

Greenhouse Gas Inventories Programme. Online at https://www.ipcc-nggip.iges.or.jp/pub-

lic/2019rf/pdf/4_Volume4/19R_V4_Ch11_Soils_N2O_CO2.pdf

Jakobsen, M., Preda, T., Kongsted, A.G., Hermansen, J.E., (2015). Increased Foraging in Outdoor Organic Pig

Production—Modeling Environmental Consequences. Foods, 4, 4, 622-644.

Jensen, J.D., (2020). Fremskrivning af dansk landbrug frem mod 2030. Notat af 17. april 2020. Institut for Føde-

vare- og Ressourceøkonomi, KBH Uni.

Klimarådet (2018). Baggrundsnotat: Potentiale for reduktion af drivhusgasudslip fra jordbruget.

https://www.klimaraadet.dk/da/system/files_force/downloads/baggrundsnotat

Knudsen, M.T., Dorca-Preda, T., Djomo, S.N., Peña, N., Padel, S., Smith, L.G., Zollitsch, W., Hörtenhuber, S.,

Hermansen, J.E., (2019). The importance of including soil carbon changes, ecotoxicity and 3 biodiversity

impacts in environmental life cycle assessments of organic and conventional milk in Western Europe.

Journal of Cleaner Production 215: 433-443.

Knudsen, M.T., Meyer-Aurich, A., Olesen, J.E., Chirinda, N., Hermansen, J.E., (2014). Carbon footprints of crops

from organic and conventional arable crop rotations – using a life cycle approach. J. Cleaner production,

64, 609-618.

Knudsen, M.T., Mogensen, L., Kristensen, T., Kongsted, A.G., Olesen, J.E., (2019). Bidrag til oplysning af MOF

spm. 265-267. Nr. 2018-760-000948, 2019. 5 s., jan. 10, 2019. https://pure.au.dk/portal/fi-

les/141794682/Besvarelsen_Bidrag_til_besvarelse_af_MOF_265_267.pdf

Kristensen, T., Kristensen, I.S., (2019). Proportion, type and utilization of grassland affects the environmental

impact of dairy farming. Report Life14 CCM/BE/001187 LIFE-Dairyclim. http://la-

bos.ulg.ac.be/dairyclim/wp-content/uploads/sites/30/2017/08/article-oct-2017.pdf

Kristensen, T., Mogensen, L. (2012). Udgør den generelle strukturvikling inden for mælkeproduktionen en

barriere for omlægning til økologisk produktion? Notat Landsbrugsstyrelsen, feb. 2012.

Kristensen, T., Mogensen, L., Knudsen, M.T., Hermansen, J.E., (2011). Effect of production system and farming

strategy on greenhouse gas emissions from commercial dairy farms in a life cycle approach. Livestock

Science, 140, 1-3, 136-148 Landbrugsstyrelen (2020) Statistik over økologiske jordbrugsbedrifter 2019.

Autorisation & produktion. Miljø- og Fødevareministeriet, København, Marts 2020. ISBN 978-87-7120-

143-7. 55 p. https://lbst.dk/fileadmin/user_upload/NaturErhverv/Filer/Tvaergaaende/Oekologi/Stati-

stik/Statistik_over_oekologiske_jordbrugsbedrifter_2019.pdf

Li, X., Petersen, S.O., Sørensen, P., Olesen, J.E., (2015). Effects of contrasting catch crops on nitrogen availabil-

ity and nitrous oxide emissions in an organic cropping system. Agriculture, Ecosystems & Environment

199, 382-393.

Meier, M.S., Stoessel, F., Jungbluth, N., Juraske, R., Schader, C., Stolze, M., (2015). Environmental impacts of

organic and conventional agricultural products – are the differences captured by life cycle assessment?

Journal of Environmental Management 149, 193-208.

Mogensen, L., Kristensen, T., Nguyen, T.L.T., Knudsen, M.T., Hermansen, J.E., (2014). Method for calculating

carbon footprint of cattle feeds – including contribution from soil carbon change and use of manure. J.

Cleaner Prod. 73, 40-51.

Mogensen, L., Knudsen, M. T., Dorca-Preda, T., Nielsen, N. I., Kristensen, I. S., Kristensen, T. (2018). Bæredyg-

tighedsparametre for konventionelle fodermidler til kvæg - metode og tabelværdier.

DCA rapport nr.

116 - marts - 2018. Aarhus Universitet. DCA - Nationalt Center for Fødevarer og Jordbrug.

Müller-Stöver, D., Hauggaard-Nielsen, H., Eriksen, J., Ambus, P., Johansen, A., (2012). Microbial biomass, mi-

crobial diversity, soil carbon storage, and stability after incubation of soil from grass-clover pastures of

different age. Biology and Fertility of Soils 48: 371-383.

Nair, D., Baral, K.R., Abalos, D., Strobel, B.W., Petersen, S.O., 2020. Nitrate leaching and nitrous oxide emissions

from maize after grass-clover on a coarse sandy soil: Mitigation potentials of 3,4-dimethylpyrazole phos-

phate (DMPP). J. Environ. Manage. 260, 110165.

Nguyen, T.L.T, Hermansen, J.E., Mogensen, L., (2011). Environmental assessment of Danish pork. Rapport fra

Aarhus University, No 103.

Nielsen, O.-K., Plejdrup, M.S., Winther, M., Nielsen, M., Gyldenkærne, S., Mikkelsen, M.H., Albrektsen, R.,

Thomsen, M., Hjelgaard, K., Fauser, P., Bruun, H.G., Johannsen, V.K., Nord-Larsen, T., Vesterdal, L.,

Callesen, I., Caspersen, O.H., Rasmussen, E., Petersen, S.B., Baunbæk, L. & Hansen, M.G. 2020. Den-

mark's National Inventory Report 2020. Emission Inventories 1990-2018 - Submitted under the United

Nations Framework Convention on Climate Change and the Kyoto Protocol. Aarhus University, DCE –

Danish Centre for Environment and Energy 904 pp. Scientific Report from DCE – Danish Centre for Envi-

ronment and Energy No. 372. http://dce2.au.dk/pub/SR372.pdf

Nordberg, M., (2016). Holistic management – a critical review of Allan Savory’s grazing method. SLU/EPOK –

Centre for Organic Food & Farming Chalmers. ISBN 978-91-576-9424-9.

Olesen, J.E., (2018). Kulstofbinding i økologiske græsmarker. Notat i FØL projektet Økologisk jordbrug som bi-

drag til at nå klimamålene. 13. december 2018.

Olesen, J.E., Jørgensen, U., Hermansen, J.E., Petersen, S.O., Eriksen, J., Søgaard, K., Vinther, F.P., Elsgaard, L.,

Lund, P., Nørgaard, J.V., (2013). Effekter af tiltag til reduktion af landbrugets udledning af drivhusgasser.

DCA rapport nr. 27.

Olesen, J.E., Petersen, S.O., Lund, P., Jørgensen, U., Kristensen, T., Elsgaard, L., Sørensen, P., Lassen, J., (2018a).

Virkemidler til reduktion af klimagasser i landbruget. Aarhus Universitet. DCA rapport Nr. 130. 116 pp.

Olijhoek, D. W., Hellwing, A. L. F., Brask, M., Weisbjerg, M. R., Højberg, O., Larsen, M. K., Dijkstra, J., Erlandsen,

E. J., Lund, P. (2016). Effect of dietary nitrate level on enteric methane production, hydrogen emission,

rumen fermentation, and nutrient digestibility in dairy cows.

Journal of Dairy Science, 99(8),

6191–6205.

https://doi.org/10.3168/jds.2015-10691

Petersen, B.M., Knudsen, M.T., Hermansen, J.E., Halberg, N., (2013). An approach to include soil carbon

changes in the life cycle assessments. Journal of Cleaner Production. 52, 217-224.

Petersen, S.O., (2018). Greenhouse gas emissions from liquid dairy manure: Prediction and mitigation. Journal

of Dairy Science. 101(7):6642-6654.

Schjønning, P., de Jonge, L.W., Munkholm, L.J., Moldrup, P., Christensen, B.T., Olesen, J.E., (2012). Drivers for

dispersibility and soil friability – test of the clay carbon saturation concept. Vadose Zone J. 11,

doi:10.2136/vzj2011.0067.

Smith, L.G., Kirk, G.J.D., Jones, P.J., Williams, A.G. (2019) The greenhouse gas impacts of converting food pro-

duction in England and Wales to organic methods. Nat Commun 10, 4641 (2019).

Soussana, J.F., Tallac, T., Blanfort, V., (2010). Mitigating the greenhouse gas balance of ruminant production

systems through carbon sequestration in grasslands. Animal 4:3: 334-350.

Thomsen, I.K., Christensen, B.T., (2004). Yields of wheat and soil carbon and nitrogen contents following long-

term incorporation of barley straw and ryegrass catch crops. Soil Use Manage. 20, 432-438.

van der Werf, H.M.G., Knudsen, M.T. & Cederberg, C.(2020) Towards better representation of organic agricul-

ture in life cycle assessment. Nat Sustain 3, 419–425, https://doi.org/10.1038/s41893-020-0489-6

van Gastelen, S., Dijkstra, J., Bannink, A. (2019). Are dietary strategies to mitigate enteric methane emission

equally effective across dairy cattle, beef cattle, and sheep? Journal of Dairy Science, 102(7), 6109–6130.

https://doi.org/10.3168/jds.2018-15785

van Wagenberg, C.P.A., de Haas, Y., Hogeveen, H., Krimpen, M.M., Meuwissen, M.P.M., van Middelaar, C.E.,

Rodenburg, T.B., (2017). Animal Board Invited Review: Comparing conventional and organic livestock

production systems on different aspects of sustainability. Animal, 11 (10), 1839-1851.

Ørum, J.E., Jensen, C.L., Andersen, J.M., Tvedegaard, N. (2011). Økologiske afhoppere – en analyse af det store

frafald af økologiske dyrkede landbrugsbedrifter og arealer. Fødevareøkonomisk Institut, Københavns

Universitet.