Miljø- og Fødevareudvalget 2021-22
MOF Alm.del Bilag 710
Offentligt
2622083_0001.png
Blue carbon:
Potentialet for CO
2
-fangst og lagring i marin
biomasse i Danmark
-
En analyse fra Tænketanken Hav
(
SEPTEMBER
2022)
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
2622083_0002.png
Blue carbon: Potentialet for CO2-fangst og lagring i marin biomasse i Danmark
- En analyse fra Tænketanken Hav
September 2022
Tænketanken Hav
Læderstræde 20
1201 København K
Danmark
CVR: 42479446
+45 4498 8000
[email protected]
www.taenketankenhav.dk
Forsidefoto: © Karsten Dahl. Ålegræs i Roskilde Fjord.
2
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
Indhold
Indledning ............................................................................................................................................................4
Resumé .................................................................................................................................................................4
Generelt om indbygning af blue carbon i biomasse ........................................................................................... 6
Ålegræs ................................................................................................................................................................. 7
Kulstofpuljer i ålegræs .....................................................................................................................................8
Økonomi ...........................................................................................................................................................9
Saltmarsk ........................................................................................................................................................... 14
Kulstofpuljer i saltmarsk ............................................................................................................................... 15
Økonomi ......................................................................................................................................................... 15
Kelp .................................................................................................................................................................... 16
Kulstofpuljer i kelp......................................................................................................................................... 16
Økonomi ......................................................................................................................................................... 17
Den øvrige havbund ........................................................................................................................................... 17
Kulstofpuljer i den øvrige havbund ............................................................................................................... 18
Økonomi ......................................................................................................................................................... 19
Tak ...................................................................................................................................................................... 19
Appendiks ..........................................................................................................................................................20
Metode for beregning af skyggeprisen ..........................................................................................................20
Litteraturliste ..................................................................................................................................................... 21
3
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
Indledning
Havet spiller en vigtig rolle for klimaet på kloden. Ligesom planter på landjorden, er havets og
kysternes planter og alger med til at opfange og lagre CO
2
gennem deres fotosyntese. Kulstof
bundet i havets naturtyper bliver også kaldet ”blue carbon”, og globalt bidrager havets
økosystemer til en stor andel af den naturlige kulstofbinding og holder på store mængder i deres
lagre.
De marine kulstofrige naturtyper og deres potentiale for CO
2
-fangst og lagring har derfor fået
stor interesse globalt de seneste år i takt med den tiltagende klima- og biodiversitetskrise. Flere
lande henviser bl.a. til havgræsser som en del af deres klimahandlingsplaner, og nogle har
tilmed lavet nationale opgørelser af naturligt bundet kulstof i marine habitater. Ligeledes er der
stor interesse for CO
2
-offsetting og klimakreditter blandt virksomheder, både i og udenfor
Danmark.
Danmark har endnu ingen nationale opgørelser, beskyttelse eller handleplaner for genopretning
af de kulstofrige naturtyper. Derfor har Tænketanken Hav lavet en analyse af potentialet for
kulstofbinding og -lagring i danske havområder.
Denne analyse fokuserer på det biologiske potentiale for kulstofbinding og i nogle tilfælde
beregnes de økonomiske omkostninger. Analysen fokuserer ikke på klimakreditter mv. Analysen
er udarbejdet i tæt dialog med nogle af landets førende forskere på emnet. Den er et skridt på
vejen til at belyse det samlede potentiale for at effektivisere genopretningen af ålegræs og andre
kulstofrige økosystemer. Analysen kan bruges af beslutningstagere og virksomheder som
baggrund for at investere i forskning og teknologiudvikling på området samt i beskyttelse og
genopretning – til gavn for havets natur og klimaet.
Resumé
I denne analyse undersøger vi potentialet for CO
2
-fangst og -lagring i fire forskellige danske
marine økosystemer, ålegræsbede, saltmarsker, kelpskove og den øvrige havbund.
Ålegræs:
Arealet med ålegræs i danske farvande er reduceret markant i forhold til tidligere og
udgør i dag lidt under en tredjedel af det oprindelige areal med ålegræs – ca. 220.000 ha mod
ca. 670.000 ha i år 1900. Under den antagelse, at de manglende ca. 450.000 ha alle kan
genplantes med ålegræs, hvad der næppe vil være muligt, vil der over en periode på 30 år kunne
opnås et optag af CO
2
på 12 – 47 mio. ton. Når det ikke anses for at være muligt genplante alle
forsvundne ålegræsarealer skyldes det tab af egnede habitater. Mange steder hvor ålegræs
tidligere har vokset er bunden i dag enten mudderbund eller stenbund, som ikke giver mulighed
for opvækst af ålegræs. Etablerede ålegræsbestande optager derudover 0,25 – 0,8 ton CO
2
pr. ha
pr. år på en permanent basis. I dag er udplantning af ålegræs en manuel proces, der er meget
arbejdsintensiv og derfor dyr. Prisen for reetablering af ålegræsbede er beregnet til 4.500 –
18.700 kr. pr. reduceret ton CO
2
baseret på tal fra Virkemiddelkataloget, og derfor at betegne
som et endog meget dyrt klimatiltag. Nyere tal baseret på en effektiviseret ålegræsudplantning,
4
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
ændrer dog så meget på billedet at ålegræs kommer til at rangere som et medium til meget dyrt
klimatiltag (696 – 2.843 kr. pr. reduceret ton CO
2
). To faktorer kan bidrage til at gøre ålegræs til
et endnu mere omkostningseffektivt klimatiltag: For det første hvis der udvikles teknologi, der
effektiviserer udplantningen af ålegræs. For det andet har ålegræs andre væsentlige positive
effekter og økosystemtjenester, f.eks. optag af næringsstoffer, erosionsbeskyttelse og øget
biodiversitet. Medregnes en eller flere af disse sideeffekter, vil det sandsynligvis kunne gøre
ålegræsset til et omkostningseffektivt klimatiltag.
Det understreges også, at det eksisterende ålegræs i danske farvande holder på en stor
kulstofpulje (5 – 21 mio. ton CO
2
), som vil blive frigivet, hvis ålegræsset fjernes. Ålegræs bør
beskyttes på grund af dette samt dets øvrige økosystemtjenester.
Saltmarsker:
De danske saltmarskarealer udgør ca. 47.000 ha, mens det skønnes, at der er et
samlet potentiale på 71.000 – 142.000 ha saltmarsk i Danmark. Saltmarsk holder på CO
2
-puljer
på omkring 180 ton CO
2
pr. ha svarende til, at de danske saltmarsker i alt holder på 8,4 mio. ton
CO
2
. Tilvæksten i kulstofpuljen i saltmarskerne er på omkring 4,3 ton CO
2
pr. ha pr. år, altså
meget stor sammenlignet med ålegræsbedene. Det vil altså være muligt at optage 7 – 14 mio. ton
CO
2
over en 30-årig periode ved udnyttelse af genopretningspotentialet for saltmarsker. Der
findes få danske tal for omkostningerne af genopretning af saltmarsker, men et projekt med
genopretning af strandenge i Mariagerfjord Kommune estimeres det at koste mellem 110.000-
180.000 kr. pr. ha, hvoraf en stor andel udgøres af frikøb af dyrkningsret på de berørte arealer.
Udover kulstofoptag, har saltmarskerne en række andre væsentlige økosystemtjenester,
herunder erosionsbeskyttelse og stormflodssikring, næringsstoftilbageholdelse og
biodiversitetsbevarelse.
Kelpskove:
Der er registreret kelp på stenrev i den danske del af Nordsøen og Kattegat, men
danske farvande er som hovedregel ikke egnede for vækst af kelp på grund af den ringe
udbredelse af grundfjeld og større sten, det generelt lave vand og den lavere saltholdighed i de
indre farvande. Der er derfor ikke regnet på deres omkostningseffektivitet for CO
2
-fjernelse,
men det må understreges, at naturlige og menneskeskabte stenrev og lignende med kelp
bidrager til en øget biodiversitet. Derudover behandler vi mulighederne for produktion af kelp-
arter som sukkertang i tangfarme.
Den øvrige havbund:
Den øvrige havbund defineres i denne analyse som områder, der ligger så
dybt at der ikke er lys nok til, at der kan vokse tang og andre planter, såsom ålegræs. Der skelnes
ikke mellem sand- eller mudderbund i de anvendte data og områderne er derfor meget
forskelligartede med et stort spænd i kulstof-potentialet. Den øvrige havbund kan indeholde
meget store mænger kulstof, 237 – 720 ton CO
2
pr. ha, og er potentielt et af de største
kulstoflagre i havet. Dette forudsætter at denne pulje ikke forstyrres, ved menneskelige
påvirkninger, som fiskeri med bundslæbende redskaber eller andre påvirkninger, som medfører,
at sedimentet hvirvles op, og derved kan øge omsætningen og frigivelsen af kulstof her. Det er
dog på nuværende tidspunkt vanskeligt at beregne effekten af fiskeri mv. Ved beskyttelse
forventes der at være mindre ophvirvling til vandet, ligesom beskyttelse kan bidrage positivt til
biodiversiteten i de danske farvande.
5
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
2622083_0006.png
Generelt om indbygning af blue carbon i biomasse
I vurderingen af potentialerne i indbygning af kulstof i marin biomasse –
blue carbon
– er det
vigtigt at skelne mellem følgende begreber:
•
Initiel etableringseffekt: Når en ålegræseng, en kelpskov eller en saltmarsk etableres fra
ny, sker der en netto opbygning af biomasse indtil en klimaksbiomasse er nået. Når
klimaksbiomassen er nået i løbet af en årrække, som når en skov på land opbygger sit
ved i løbet af de første år efter skovens etablering, falder denne nettoopbygning gradvist
til nul. Der er dog en væsentlig forskel på ålegræsenge i havet og forvaltede skove,
herunder klimaskove, på land: Ålegræsengen bliver ikke kun tættere, men spreder sig
også sideværts ud fra det sted, den er etablerer. Dens areal vil altså øges naturligt over
tid.
Sæsoneffekt: I vækstsæsonen sker der en nettoopbygning af biomasse, som visner ned
og delvist nedbrydes i vintersæsonen. Der vil hvert år være et lille overskud af opbygget
biomasse, som begraves og resulterer i permanent immobilisering, såkaldt
sekvestrering. Ligesom blade, der falder af træerne om vinteren, bliver en stor del
nedbrudt og tilbageført, men en lille del begraves og immobiliseres, eller
sekvestreres
(se nedenfor).
Sekvestrering eller permanent immobilisering: Dette er, når det årlige overskud fra
opbygningen af biomasse indbygges eller begraves permanent i havbunden.
Den etablerede biomassepulje (også nogle gange kaldet
standing stock):
Efter at en
klimaksbiomasse er opnået, vil denne være relativt konstant over årene, forudsat at
denne ikke forstyrres. Den udgør en pulje af kulstof, som er optaget i biomasse. Ifm.
ålegræsenge vil der samtidig etableres der også en større pulje af bunddyr i tilknytning
hertil.
•
•
•
En given eksisterende ålegræseng, kelpskov eller saltmarsk repræsenterer en etableret
biomassepulje med et vist kulstofindhold, ligesom den giver anledning til en vis årlig
sekvestrering. En nyetableret ålegræseng, kelpskov eller saltmarsk har over en vis årrække en
etableringseffekt – et nettokulstofoptag - og etablerer samtidigt gradvist en sekvestrering. Når
klimaksbiomassen er opnået, ophører etableringsfasen, mens sekvestreringen fortsætter.
For så vidt angår den øvrige havbund gælder, at kulstoffet løbende lagres som organisk stof i
sedimentet, denne tilvækst har ikke på samme måde som de øvrige naturtyper en
etableringseffekt, men opbygger kulstof løbende med samme rate over årene.
6
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
2622083_0007.png
Ålegræs
Ålegræs er en marin rodfæstet blomsterplante, som på latin hedder
Zostera marina.
Ålegræsenge er produktive med et højt optag af kulstof, som ved fotosyntese optages som CO
2
fra vandet. Tilstedeværelsen af en ålegræseng dæmper vandbevægelsen i havet (Potouroglou et
al. 2017). Den nedsatte vandbevægelse og tilstedeværelsen af ålegræssets rødder bidrager til at
stabilisere sedimentet, hvilket nedsætter mobiliseringen af næringsstoffer fra havbunden, og
bevirker at ålegræsengene fungerer som en beskyttelse af kysten mod erosion (Lange et al.
2022). Ålegræssets høje produktivitet, relativt langsomme nedbrydning og den mindskede
erosion i ålegræsengene, bidrager til deres evne til at etablere og sekvestrere kulstofpuljer
(Greiner et al. 2013). Samtidig fungerer ålegræsengene som føde for mange fugle, samt som
refugium og opvækstområde for fisk og invertebrater, hvilket bevirker en øget biodiversitet (Pihl
et al. 2006; Steinfurth et al. 2022).
Figur 1.
Illustration af ålegræs funktioner og økosystemtjenester. Illustrationen baseret på
Bruhn et al, 2020.
Tidlige biologiske undersøgelser fra omkring år 1900 viser at ålegræsset dengang var langt mere
udbredt, end tilfældet er i dag. Det anslås, at mere end 670.000 ha var dækket af ålegræs i år
1900 (Krause-Jensen and Rasmussen 2009). Tilbagegangen skyldes primært den forurening
med næringsstoffer (eutrofiering), som har fundet sted især siden anden verdenskrig, og som vi
endnu ikke har rettet fuldt op på. Et nyt dansk studium peger på, at ålegræsengenes udbredelse i
dag er begrænset af både eutrofiering, fiskeri med bundslæbende redskaber og havopvarmning
(Krause-Jensen et al. 2021). Dertil kommer anlægsprojekter langs kysten, som tildækker
ålegræsbede. Det anslås, at vi i dag har ca. 220.000 ha ålegræs tilbage, altså mindre end en
tredjedel af den oprindelige mængde ålegræs i de danske farvande (Röhr et al. 2016). Der er
derfor et potentiale for at binde CO
2
samt næringsstoffer i ålegræsbiomasse, hvis vi kan få mere
ålegræs tilbage i de danske farvande. I den sammenhæng må det dog bemærkes, at den ovenfor
nævnte forurening med næringsstoffer og øvrige påvirkninger har bevirket ændringer i de
kystnære økosystemer, som modvirker reetableringen af ålegræs. Ikke mindst er bunden blevet
rigere på organisk stof og dermed løsere i sin struktur, hvilket kan forhindre ålegræsplanterne i
7
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
at slå rod (Valdemarsen et al. 2010). Det er derfor ikke forventningen, at der kan reetableres
ålegræs alle de steder, det fandtes tidligere, selvom man nogle steder vil kunne løse problemet
med den løsere havbund ved at udlægge et lag sand oven på denne, såkaldt sandcapping (Bruhn
et al. 2020). Andre steder hvor ålegræsset voksede på eksponeret havbund har fjernelsen af
ålegræsset og dets stabiliserende virkning bevirket at bunden nu er en stenbund, der ikke giver
mulighed for opvækst af ålegræs. Yderligere er niveauet af næringsstoffer i mange af de indre
danske farvande endnu så højt at udskygning og overgroning af alger stadig vil begrænse
ålegræssets vækst flere steder.
Kulstofpuljer i ålegræs
Etableret biomassepulje
Denne afhænger af forskellige parametre, herunder især
•
•
•
Ålegræssets tæthed
Havbundens eksponering
Vanddybden
Disse parametre er delvist afhængige af hinanden, så man finder de højeste kulstofpuljer i de
tætteste ålegræsbestande, som man igen finder på beskyttede steder på en vis dybde – og
omvendt de laveste kulstofpuljer i spredte ålegræsbestande, som typisk vokser på eksponerede
steder på lavt vand.
I danske ålegræsenge udgør puljen af levende biomasse 60 – 240 g C pr. m
2
med en median på
100 g C pr. m
2
. Hertil kommer en ophobet pulje af kulstof i sedimentet på 580 – 2.400 g C pr.
m
2
med en median på 1.300 g C pr. m
2
. Den samlede pulje af CO
2
-ækvivalenter bundet i danske
etablerede ålegræsbestande og i sedimentet under disse udgør altså 23,5 – 97 ton CO
2
pr. ha.
Sammenholder man disse puljer med det estimerede areal af ålegræs, finder man, at de
nuværende danske ålegræsenge tilbageholder en kulstofpulje svarende til mellem 5,2 og 21,3
mio. ton CO
2
, mens ålegræsengene omkring år 1900 har tilbageholdt en kulstofpulje svarende til
15,7 – 65 mio. ton CO
2
. I 2020 var den samlede territoriale udledning af drivhusgasser i
Danmark 42 mio. ton ifølge Danmarks Statistik. De nuværende danske ålegræsenge
tilbageholder altså kulstof svarende til mellem 12 og 51 pct. af Danmarks samlede udledninger af
drivhusgasser i 2020.
Permanent immobilisering / sekvestrering
Denne udgør for etablerede ålegræsbestande 6,5 – 22 g C pr. m
2
pr. år med en median på 11 g C
pr. m
2
pr. år svarende til 0,25 – 0,8 ton CO
2
pr. ha pr. år.
Initiel etableringseffekt
Et studie i Horsens Fjord finder en tilvækst af levende biomasse på 120 ± 14 g C pr. m
2
pr. år
(svarende til 4,5 ton CO
2
pr. ha pr. år) i de første 2 ¼ år efter eksperimentel udplantning af
ålegræs
(Lange et al., 2022).
Da tilvæksten vil aftage efterhånden som biomassen nærmer sig sin
klimaksværdi, er det rimeligt at antage, at klimaksbiomassen vil kunne opnås efter 5 – 10 år,
8
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
hvorefter den initiale etableringseffekt ophører. Ved den eksperimentelle udplantning af ålegræs
i Horsens Fjord findes en permanent immobilisering i etableringsfasen på 822 kg C pr. ha pr. år,
svarende til ca. 3 ton CO
2
pr. ha pr. år (Bruhn et al. 2020). Ved afslutningen af studiet var der
opnået en oplagring af kulstof i bunden der var ca. 1/3 større end lageret i den ikke-bevoksede
bund (etableringseffekt), mens lageret i bunden (standing stock) under etablerede
ålegræsbestande var ca. dobbelt så stor som i den ikke-bevoksede bund (Lange et al. 2022).
Økonomi
Forskellen mellem dagens areal for ålegræs og arealet i 1900 er omkring 450.000 ha. De
450.000 ha kan derfor betragtes som det maksimale areal, hvor der kan genetableres ålegræs. I
virkeligheden er tallet lavere, da der er mange steder, hvor der i dag ikke længere kan vokse
ålegræs. Det handler om områder hvor bunden er blevet for mudret på grund af tilførsel af
organisk stof på grund af eutrofiering, eller hvor bunden omvendt er blevet til en stenbund på
grund af fraværet af ålegræssets stabiliserende effekt. Der kendes dog ikke det præcise tal,
hvorfor 450.000 ha bruges som et maksimum. Genetablerede man ålegræs i et område svarende
til 450.000 ha, vil man over en 30-årig periode opnå et optag af CO
2
på 11,7– 47,2 mio. ton CO
2
.
Dvs. potentielt mere end den samlede territoriale udledning af drivhusgasser i Danmark i 2020.
En ting er hvad potentialet er. En anden ting er, om det er et omkostningseffektivt
klimatiltag(dvs. om er genetablering af ålegræs er billigt sammenlignet med andre løsninger,
som f.eks. udtagning af lavbundsjorde).
For at beregne omkostningen pr. reduceret ton CO
2
(den såkaldte ”skyggepris”) ved ålegræs som
et klimatiltag, er det nødvendigt med data om, hvor meget og hvor hurtigt den nyetablerede
ålegræseng vil optage CO
2
samt etableringsomkostningerne ved genetablering af ålegræs.
Vi baserer vore beregninger på to scenarier: Det første scenarie tager udgangspunkt i den
fremgangsmåde og de tal som findes i det såkaldte ”Virkemiddelkatalog” (Bruhn et al. 2020).
Det andet scenarie tager udgangspunkt i senere effektiviseringer af ålegræsudplantningen, som
imidlertid endnu ikke er fuldt ud publicerede. I Virkemiddelkataloget baseres udplantningerne
på en skudtæthed på 20 skud pr. m
2
, mens man med de senere effektiviseringer er nået ned på
at bruge 1,4 – 1,5 skud pr. m
2
(Larsen et al. 2021, Mogens Flindt, pers. komm.). Da en stor del af
udgifterne til ålegræsudplantning udgøres af arbejdsløn, og arbejdet især er knyttet til at sætte
de enkelte skud i havbunden, gør det en stor forskel hvor mange hektarer, man kan dække med
et vist antal skud.
Scenarie baseret på Virkemiddelkataloget
For etableringsomkostningerne er der taget udgangspunkt i tal fra Bruhn et al. (2020), som er
baseret på danske restaureringsforsøg. Dette er de nyeste officielle tal. Ifølge Bruhn et al. (2020)
kommer de frem til en budgetmæssig omkostning på 249.086 kr. pr. ha, jf. tabel 1. Omregnes
dette til en samfundsøkonomisk omkostning (ved at gange tallet med nettoafgiftsfaktoren og
skatteforvridningsfaktoren, jf. appendiks), fås en samfundsøkonomisk omkostning på 350.713
kr. pr. ha.
9
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
2622083_0010.png
Figur 2:
Det samlede CO
2
-optag (ton) pr. ha ålegræs over 30 år
120
100
CO2-optag (ton)
80
60
40
20
0
1
2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30
År
CO2-optag (ton) pr. ha, median
CO2-optag (ton) pr. ha, gunstige områder
CO2-optag (ton) pr. ha, ikke-gunstige områder
I beregningerne antages det, at den initiale etableringseffekt varer 5 år for den levende
biomasse, men fortsætter i op til 20 år for sedimentets kulstofpulje. Herefter vil der være et
begrænset nettooptag i form af sekvestrering, muligvis på permanent basis. I figur 2 kan
forløbet ses ved at bruge medianen samt et højt og lavt forløb. Det høje forløb kan fortolkes som
områder, hvor der er særlig gunstige forhold for ålegræsenge, mens det lave forløb kan tolkes
som områder, hvor der er mindre gunstige forhold.
Tabel 1: Etableringsomkostninger ved etablering af 1 hektar ålegræs. Kilde: Bruhn et. al
(2020) og egne beregninger. Det bør noteres at de samfundsøkonomiske omkostninger er
højere i denne analyse end de samfundsøkonomiske omkostninger i Bruhn et. al (2020). Dette
skyldes, at der i disse beregninger også tages højde for skatteforvridningseffekterne, jf.
appendiks.
Budgetøkonomisk
omkostning (kr./ha)
Arbejdskraft (løn)
Udstyr og materiale-forbrug
Samlede
etableringsomkostninger
234.750
14.336
249.086
Samfundsøkonomisk
omkostning (kr./ha)
330.528
20.185
350.713
De samlede samfundsøkonomiske etableringsomkostninger anvendes sammen med tal for CO
2
-
optaget i ålegræs til at beregne en såkaldt skyggepris på etablering af nye ålegræsområder. I
virkeligheden forventes etableringsomkostningerne at variere fra sted til sted, da udplantning af
ålegræs i nogle områder kræver en lavere/højere arbejdsindsats end i andre områder. De
faktiske etableringsomkostninger kan derfor variere fra projekt til projekt. I beregningen
antages desuden, at etableringen af ålegræs ikke sker i områder, hvor det vil forhindre en
eksisterende økonomisk aktivitet (f.eks. muslingskrab). Hvis der plantes ålegræs i områder med
10
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
2622083_0011.png
eksisterende økonomisk aktivitet, vil omkostningerne være højere end dem i Tabel 1, da der i så
fald skal medregnes faldet i værditilvæksten fra den eksisterende økonomiske aktivitet.
Der er også forskel på hvor meget CO
2
, der optages i ålegræs afhængig af f.eks. ålegræssets
tæthed og vanddybden. Starter man med at etablere ålegræs de mest gunstige steder, er
skyggeprisen stigende med indsatsen. Der er derfor beregnet en skyggepris for gunstige
områder, en gennemsnitlig skyggepris og en skyggepris for ikke-gunstige områder. Der er taget
udgangspunkt i de tre forløb fra figur 2. Det antages således, at medianforløbet fra figur 2 kan
bruges som et gennemsnit for CO
2
-optaget ved fremtidig ålegræsetablering.
Klimarådet (Klimarådet 2020a) har grupperet de samfundsøkonomiske omkostninger ved
forskellige klimatiltag i kategorier. Ifølge rapporten kan tiltag med en skyggepris på over 2.000
kr. karakteriseres som meget dyre klimatiltag. Så når udplantning af ålegræs har en
gennemsnitlig skyggepris på 8.718 kr., må det betegnes som et meget dyrt klimatiltag (her skal
man dog være opmærksom på, at Klimarådets gruppering er inkl. sideeffekter – se nedenfor).
Selv i særligt gunstige områder, hvor der vil være et højere optag af CO
2
, er etablering af ålegræs
et meget dyrt klimatiltag. Så konklusionen på baggrund af disse beregninger er, at når der alene
kigges på ålegræs som et klimatiltag (CO
2
-optag), så findes der væsentligt billigere tiltag. F.eks.
har Klimarådet (Klimarådet 2020b) beregnet en skyggepris for udtagning af lavbundsjorde på
227 kr., udelukkende som klimatiltag (der inkluderes ikke sideeffekter som f.eks. optag af
kvælstof). Sagt på en anden måde, så vil man for de samme penge kunne få 20 gange så meget
CO
2
optag ved udtagning af lavbundsjord som ved udplantning af ålegræs i gunstige områder.
Tabel 2:
Samfundsøkonomisk omkostning pr. reduceret ton CO
2
(skyggepris) ved etablering
af ålegræs
Skyggepris
Skyggepris
Skyggepris (ikke-
(gunstige
(gennemsnit)
gunstige
områder)
områder)
- uden sideeffekter
- med sideeffekter
4.588 kr.
Ikke beregnet
8.718 kr.
Ikke beregnet
18.726 kr.
Ikke beregnet
Trods den høje skyggepris kan det ikke afvises, at udplantning af ålegræs er eller kan blive et
efficient klimatiltag, også under dette scenarie. Ålegræs har nemlig andre væsentlige positive
effekter, f.eks. optag af kvælstof, erosionsbeskyttelse og øget biodiversitet.
Ifølge Virkemiddelkataloget (Bruhn et al. 2020) er etablering af ålegræs en meget
arbejdskraftsintensiv proces, hvor de største etableringsomkostninger kommer fra aflønning af
ansatte (ca. 95% af omkostningerne er lønomkostninger, jf. Tabel 1). Det er primært de høje
arbejdskraftomkostninger, som gør ålegræs til et meget dyrt klimatiltag. Så hvis skyggeprisen
ekskl. sideeffekter skal reduceres, kræver det en markant effektivisering af etableringsprocessen.
Scenarie baseret på effektiviseret udplantning
Det er derfor yderst relevant at inddrage de nyeste tal fra de seneste forsøgsudplantninger,
selvom disse tal endnu ikke har været igennem videnskabelig fagfællebedømmelse. Hvor
Virkemiddelkataloget (Bruhn et al. 2020) opererer med udplantning af 20 ålegræsskud pr. m
2
,
er der nu foretaget udplantninger, hvor man i langt højere grad udnytter ålegræsset evne til
11
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
2622083_0012.png
vegetativ formening: Ålegræs vokser med udløbere (på samme måde som f.eks. jordbær), og en
enkelt plante kan derfor komme til at dække et større areal på kort tid. Ved at udnytte denne
evne hos ålegræsset kan man nøjes med at plante 1,5 skud pr. m
2
(Larsen et al. 2021b, Mogens
Flindt, pers. komm.), og stadig opnå samme dækningsgrad. Dette betyder en langt mindre
arbejdsintensiv udplantningsproces, og selvom der ikke kan forventes en lineær sammenhæng
mellem antallet af udplantede skud og den anvendte arbejdstid, kan man formentlig reducere
arbejdstiden og dermed arbejdslønnen til 1/10, hvilket giver nogle helt andre tal for
omkostningerne. Disse tal fremgår af de følgende tabeller:
Tabel 3:
Etableringsomkostninger ved etablering af 1 hektar ålegræs, baseret på en
effektiviseret udplantningsstrategi, der reducerer arbejdskraften til 1/10.
Budgetøkonomisk
Samfundsøkonomisk
omkostning (kr./ha)
omkostning (kr./ha)
Arbejdskraft (løn)
Udstyr og materiale-forbrug
Samlede
etableringsomkostninger
23.475
14.336
37.811
33.053
20.185
53.238
Tabel 4:
Samfundsøkonomisk omkostning pr. reduceret ton CO
2
(skyggepris) ved etablering
af ålegræs med de senest rapporterede effektiviseringer
Skyggepris
Skyggepris
Skyggepris (ikke-
(gunstige
(gennemsnit)
gunstige
områder)
områder)
- uden sideeffekter
- med sideeffekter
696 kr.
Ikke beregnet
1.323 kr.
Ikke beregnet
2.843 kr.
Ikke beregnet
Dette betyder at reduktion af CO
2
går fra at være et generelt meget dyrt tiltag iflg. Klimarådet til
at spænde fra et medium tiltag (gunstige områder) over et dyrt (medianen) til et stadigt meget
dyrt tiltag (ikke-gunstige områder) ifølge Klimarådet (Klimarådet 2020).
Andre forhold
Der er en række andre forhold, som påvirker prisen for udplantning af ålegræs, men hvor det
ikke har været muligt at sætte tal på værdien af eller prisen for i denne sammenhæng:
•
Som det er nævnt ovenfor, spreder ålegræsset sig med udløbere. Dette betyder både at
ålegræsset har en god evne til at fortætte sig indenfor de enkelte bevoksninger, hvilket
er den effektivisering som er inddraget ovenfor, men det betyder også at ålegræsset vil
have en tendens til at sprede sig udover det areal, som oprindeligt er tilplantet. Dette
repræsenterer på en måde en gratis ålegræsudplantning, som det ikke har været muligt
fuldt ud at sætte tal på størrelsen eller værdien af i denne sammenhæng.
De danske ålegræsudplantninger har hidtil fundet sted på relativt lavt vand, hvor det
har været muligt at arbejde med snorkel, hvilket ikke stiller særlige krav til de personer,
der udfører arbejdet. Hvis der iværksættes en stor-skala kommerciel og professionel
udplantning af ålegræs i danske farvande, er det sandsynligt at denne, i hvert fald i
nogle områder, kommer til at gøre brug af erhvervsdykkere, hvilket vil fordyre
•
12
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
•
•
udplantningen (Moksnes et al. 2016). Det har ikke været muligt at inddrage denne
udgift i analysen for nærværende.
I modsat retning af ovenstående tæller, at man kan forestille sig udvikling af ny
teknologi, f.eks. baseret på robotter, som vil kunne automatisere eller på anden måde
effektivisere udplantningen yderligere og dermed reducere omkostningerne væsentligt.
Det skal endeligt understreges at alle de angivne priser for ålegræsudplantning er uden
udgifter til forskning, udvikling, erfaringsopsamling, dokumentation m.v., hvilket der
bør afsættes de nødvendige midler til.
Det er vigtigt at bemærke, at Klimarådets kategorisering er inkl. sideeffekter (f.eks. optag af
kvælstof). Ålegræssets optag af kvælstof kan kvantificeres og prissættes og dermed medtages
som en sideeffekt i skyggeprisberegningen. På den måde kan der laves en mere retvisende
vurdering af, hvilken kategori genetablering af ålegræsset tilhører. Beregninger tyder på, at
ålegræs har en større værdi som kvælstof-binder end som CO
2
-binder (Bruhn et al. 2020), og at
skyggeprisen reduceres markant, når dette også medtages. Det er mere vanskeligt at kvantificere
og værdisætte den øgede biodiversitet og kystbeskyttende effekt, som en ny ålegræseng giver
anledning til, og denne sideeffekt vil derfor ikke blive medtaget i beregningen. Effekter for
biodiversiteten og den kystbeskyttende effekt bliver heller ikke medtaget som sideeffekter i
Klimarådets beregninger.
13
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
2622083_0014.png
Saltmarsk
Saltmarsker er en fællesbetegnelse for lavtliggende områder dækket af plantevækst, som
jævnligt oversvømmes af saltvand. Disse områder kan inkludere naturtyper med stor variation i
vegetationstype, og dækker eksempelvis over strandenge, rørsumpe og vadegræsområder, der
alle har forskellige egenskaber blandt andet også ift. akkumulering og frigivelse af kulstof. Det er
netop de jævnlige oversvømmelser af saltvand, der er grundlaget for disse områders effektive
lagring af kulstof. Planternes stængler og blade gør, at hastigheden for det gennemstrømmende
vand nedsættes, hvilket betyder, at det organiske materiale, fra bl.a. alger og sediment, synker
ud og lægger sig på bunden. Udover dette vil det organiske materiale, der kommer fra
planternes rødder og fældede blade, også blive tilført denne pulje ved begravelse. De jævnlige
oversvømmelser bidrager desuden til at holde jordbunden iltfri, hvilket begrænser
nedbrydningen af det organiske stof. Saltmarsker er meget produktive økosystemer, og da
produktionen ofte overstiger nedbrydningen, resulterer dette i at marsken både vil hæve sig og
udvide sig, da den akkumulerer sediment og organisk materiale. Denne hæving og
akkumulering af organisk materiale over lang tid gør, at saltmarsken ikke bliver mættet af
kulstof, som eksempelvis skove gør, og derfor har et stort potentiale for kulstoflagring over
længere tid. De iltfrie forhold i saltmarsksedimenter kan dog være medvirkende til dannelse af
andre drivhusgasser (metan og lattergas), som kan modvirke kulstoflagringsgevinsten i en
klimasammenhæng. Betingelserne der påvirker størrelsen af drivhusgasfrigivelse fra
saltmarsker er dårlig undersøgt.
Foruden binding og lagring af kulstof, bidrager saltmarsker også til en lang række andre
økosystemtjenester herunder erosionsbeskyttelse og stormflodssikring, græsning for kreaturer,
filtrering og tilbageholdelse af næringsstoffer og miljøfremmede stoffer, bevarelse af
biodiversitet, rekreativt brug og turisme. Udover at saltmarsker og strandenge er en stor del af
den danske naturkulturarv, udgør de danske områder desuden 79% af denne naturtype i Europa
(Ebbensgaard et al. 2022).
Figur 3.
Illustration af saltmarskens funktioner og økosystemtjenester.
14
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
I dag dækker disse områder i Danmark omkring 46.734 ha (seneste opgørelse fra 2016,
Miljøstyrelsen 2022). Da store områder af saltmarsk er blevet landindvundet i løbet af de
seneste århundreder, og i dag bl.a. ligger bag diger, er dette tal langt lavere end det historiske.
Der er derfor et stort potentiale for genetablering af saltmarsker, og et projekt ved SDU har
identificeret 71.000-142.000 ha områder med potentiale for genopretning (Najbjerg Hansen et
al. 2021). Det vil dog kræve, at der genetableres saltmarsker eller strandenge på områder der på
nuværende tidspunkt har anden anvendelse. Desuden vil det ofte kræve, at man fjerner eller
ændrer nuværende kystbeskyttelses foranstaltninger, som f.eks. diger. Uden fjernelse af disse
forhindringer vil havvandstigninger føre til et tab af saltmarskhabitater, da kystnaturen pga.
disse barrierer ikke kan flytte sig længere ind i landet, dette kaldes også ”coastal squeeze”
(Ebbensgaard et al. 2022).
Kulstofpuljer i saltmarsk
Etableret biomassepulje
I etablerede saltmarsker udgør den samlede pulje af levende biomasse og kulstof i jorden 530 –
6.000 g C pr. m
2
, med en median på 4.800 g C pr. m
2
, svarende til 19,5 – 220 ton CO
2
pr. ha,
med en median på 180 ton CO
2
pr. ha. Dvs. den eksisterende saltmarsk tilbageholder en
kulstofpulje i omegnen af 0,9 – 10,3 mio. ton CO
2
. Dette er svarende til 20 pct. af den samlede
territoriale udledning af drivhusgasser i Danmark i 2020.
Permanent immobilisering / sekvestrering
Denne udgør i saltmarsker 80 – 190 g C pr. m
2
pr. år med en median på 120 g C pr. m
2
pr. år.
Dette svarer i CO
2
– ækvivalenter til 3 – 7 ton CO
2
pr. ha pr. år, med en median på 4,3 ton CO
2
pr. ha pr. år.
Initial etableringseffekt
Dette findes der kun få studier af, men den initiale tilvækst er fundet til ca. 100 g C pr. m
2
pr. år
(3,9 ton CO
2
pr. ha pr. år) de første 20 år, aftagende til 65 g C pr. m
2
pr. år (2,4 ton CO
2
pr. ha
pr. år) de næste 80 år, frem til 100 år efter etableringen af saltmarsken (Burden et al. 2019).
Økonomi
Ved en genetablering af saltmarsker på 71.000 – 142.000 ha, vil der potentielt kunne optages 7
– 14 mio. ton CO
2
over en 30-årig periode. Dette er svarende til 17 – 33 pct. af Danmarks
samlede udledning af drivhusgasser i Danmark i 2020. Det har ikke været muligt at lave
beregninger af omkostningen pr. reduceret ton CO
2
(såkaldt ”skyggepris”) for genetablering af
strandeng, da der kun findes sparsom data for etableringsomkostninger.
Ved genetablering af strandeng forventes de primære udgifter at gå til frikøb af dyrkningsret på
berørte arealer samt flytning af diger og opfyldning af grøfter, udover vil yderligere udgifter
kunne være knyttet til eventuel fjernelse af bevoksning, dræn, og eventuelle naturfremmende
tiltag såsom genslyngning af åløb og etablering af vandhuller til padder m.v.. Et projekt med
genopretning af strandenge i Mariagerfjord Kommune estimeres at koste mellem 110.000-
15
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
180.000 kr. pr. ha, og da projektet omfatter 8 km dige, svarer dette til 5.250-8.600 kr. pr. km
dige. Det skal dog understreges at disse tal er estimerede skøn og kun glæder landbrugsjord i
omdrift, samt at der ikke er taget forbehold for afværgeforanstaltninger ift. fosforfrigivelse,
naturfremmetiltag, eller nedlæggelse af dige- og pumpelag (Jens Peter Neergaard Rasmussen,
pers. komm.). Der findes ligeledes estimater for pleje- og overvågningsomkostninger for
saltmarsker (Espensen et al. 2018).
Kelp
”Kelp” er en samlebetegnelse for de store arter af tangplanter, især brunalger. De store
tangplanter kan kun vokse, hvor der er en hård bund, de kan hæfte sig fast på. Det vil sige, at de
vokser, hvor der er klippekyster, eller som minimum store sten på havbunden. Desuden vokser
de bedst, hvor vandet har en høj saltholdighed. Norges kyster er derfor præget af store
kelpskove, og også ved Færøernes og Grønlands kyster findes der kelpskove. De danske farvande
er derimod typisk præget af blødere bund uden grundfjeld, og en fælles nordisk undersøgelse af
forekomsten og betydning af kelp i danske farvande understreger, at de danske farvande
generelt ikke er egnede som habitat for kelp, selvom der findes kelp også i danske farvande i
begrænset omfang på naturlige og anlagte stenrev, havnemoler m.v. (Frigstad et al. 2020). Der
er findes forekomster af kelp på stenrev i den danske del af Nordsøen og Kattegat i et vist
omfang (García et al. 2019; de Bettignies et al. 2021), og det kan ikke udelukkes, at der er flere
forekomster i områder med stenrev, der endnu ikke er fundet eller opmålt.
Det må desuden understreges, at hvis kelpen omsættes på lavt vand, vil den optagede CO
2
blive
frigivet igen til vandet, da det ikke på samme måde som med ålegræs indlejres i sedimentet
under planten. Nettoeffekten af kelpens kulstofoptag vil derfor være lig nul på lavt vand. Et
netto-kulstofoptag i kelp forudsætter, at den døde kelp ”falder ned” på store vanddybder, hvor
der sker en permanent lagring af CO
2
ved begravelse af det organiske materiale.
Kulstofpuljer i kelp
I modsætning til for f.eks. ålegræs, findes der ikke sediment på kelpens naturlige voksesteder –
sten og klippekyster – hvori kulstoffet kan sekvestreres. I danske farvande findes der kun
klippekyster ved Bornholm, hvor vandets saltholdighed til gengæld er lav, men de danske
farvande er også generelt lavvandede, sammenlignet med de norske fjorde, således at CO
2
, som
er optaget i kelpen alt overvejende vil blive frigivet igen når kelpen dør. En fælles nordisk
rapport modellerer forekomsten af kelp i de nordiske farvande ud fra viden om bundforholdene,
men konkluderer at modellen er så grovkornet, at denne fremgangsmåde giver et kraftigt
overestimat af forekomsten af kelp i danske farvande, hvor kelp primært forekommer på
begrænsede, isolerede stenrev. Gruppen bag rapporten ender derfor med at udelade
modellerede kelp forekomster fra danske farvande i del hele taget (Frigstad et al. 2020). I
norske farvande estimeres det, at der findes 6.000 – 9.300 km
2
bevokset med kelp, som
bidrager med et kulstofoptag på 503.000 ton C pr. år, eller 1,8 mio. ton CO
2
pr. år (Frigstad et
al. 2020). Tilsvarende estimater har som anført ikke kunne laves for Danmark, da de danske
farvande generelt ikke har lige så gunstige forhold for kelp.
16
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
2622083_0017.png
Det skal understreges at etablering af stenrev og tilhørende kelp vil udgøre et væsentligt bidrag
til at forbedre biodiversiteten.
Ud over naturlige kelp-forekomster kan der etableres egentlige tangfarme, der som regel vil
have en produktion baseret på kelp-arter. Der findes ikke meget data på produktiviteten af
danske tangfarme, da der ikke er en veludbygget tangproduktion i Danmark, men tilgængelige
data peger på en realistisk produktion (kulstofoptag) på 0,20 – 0,25 ton C pr. ha pr. år, svarende
til 0,8 – 0,9 ton CO
2
pr. ha pr. år (Marinho et al. 2015). Det skal understreges, at hvis disse
mængder skal udgøre et egentligt netto CO
2
-optag, skal tangen ikke blot høstes og fjernes fra de
marine områder til videre forarbejdning, men den kan i princippet heller ikke anvendes til
konsum, da dette vil frisætte det optagede kulstof. Forbruges sukkertang til konsum, vil der
derfor ikke være et årligt nettooptag af CO
2
(eller det vil i så fald være meget begrænset). Det
kan derfor være svært at bruge tangfarme som et egentligt klimatiltag. Dette vil enten kræve, at
sukkertangen indlejres i f.eks. tekstiler eller byggematerialer, hvor CO
2
-indholdet ikke vil blive
frigivet. Eller hvis sukkertang kan substituere mere klimabelastende fødevarer, som f.eks. kød,
eller substituere fossilt brændstof.
Økonomi
Der er ikke foretaget økonomiske beregner af naturlige kelp-forekomsters kulstofoptag.
I forhold til tangfarme må det understreges, at selv hvis den tilbageholdte CO
2
ikke vil blive
frigivet, og der derfor vil være et årligt nettooptag af CO
2
ved en tangfarm, må det på nuværende
tidspunkt karakteriseres som et meget dyrt klimatiltag. Ifølge Bruhn et al. (2020) er den
samfundsøkonomiske omkostninger pr. hektar dyrkningsanlæg 104.368 kr. pr. ha pr. år.
1
Bruges der et årligt nettooptag på 0,8 – 0,9 ton CO
2
pr. ha pr. år, fås der en skyggepris på
89.000 – 101.000 kr. Det må altså karakteriseres som et meget dyrt klimatiltag at lave egentlige
tangfarme, hvilket både kommer fra de høje samfundsøkonomiske omkostninger samt det
relative lave årlige CO
2
-optag.
Den øvrige havbund
Dette afsnit omhandler den øvrige havbund i områder hvor der ikke forekommer ålegræs- eller
tangvækst, enten på grund af mangel på passende substrat, eller på grund af manglende lys på
større vanddybder. Denne havbundstype er især repræsenteret af sand- og mudderbund, hvor
mudderbunden indeholder større mængder kulstof end sandbunden. Havbunden modtager
store mængder af organisk stof blandt andet fra planteplanktonets primærproduktion, men også
fra bakterier, dødt materiale og ekskrementer fra dyr, der daler ned på bunden fra de
overliggende vandmasser. På havbunden vil den del af det organiske stof, der ikke bliver omsat,
langsomt blive begravet og sekvestreret i en immobil kulstofpulje, et kulstoflager. Havbundens
indhold af organisk stof, og dermed kulstof, afhænger dels af, hvor meget kulstof havbunden
I Bruhn et al. (2020) rapporteres tallet 94.880 kr. Bruhn et al. (2020) inkluderer dog ikke
skatteforvridningseffekten, hvilket medtages i disse beregninger (jf. appendiks). Medtages
skatteforvridningseffekten, fås en samfundsøkonomisk omkostning på 104.368 kr.
1
17
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
modtager i form af materiale fra de overliggende vandmasser, men også af strømforholdene ved
havbunden. Opbygningen af en kulstofrig mudderbund kræver at de fine mudderpartikler ikke
føres bort af strømmen eller på grund af andre forstyrrelser, f.eks. fiskeri med bundslæbende
redskaber. Mudderbunden findes derfor især på dybere vand med rolige strømforhold og hvor
der ikke forekommer andre forstyrrelser, mens lavere vand med kraftigere strøm og/eller andre
forstyrrelser typisk vil være præget af sandbund med et lavere indhold af kulstof. Hvis denne
pulje ikke forstyrres, således at den bliver tilbageført og omsat i vandsøjlen, vil den kunne
udgøre et af de største potentialer for kulstoflagring i havet (Atwood et al. 2020).
Kulstofpuljer i den øvrige havbund
Kulstofpuljerne for de øverste dele af sedimentet er relativt kendt for de fleste substrattyper,
men meget lidt vides om de nedre dele af sedimentet, hvori den permanente kulstoflagring
(sekvestrering) primært sker. Der findes ikke specifikke tal for kulstoflagringen i den ikke-
plantebevoksede havbund for Danmark, men baseret på et omfattende studie af den globale
kulstoflagring i havbunden (Atwood et al. 2020), hvorfra vi har udtrukket relevante data for de
danske farvande, især Nordsøen og Østersøen, kan kulstoflagringen estimeres til at ligge på,
hvad der svarer til mellem 237-72o ton CO
2
pr. ha (Seiter et al. 2004; Cartapanis et al. 2016;
Burrows et al. 2017). Arealet af det danske hav dækker 105.000 km
2
. Den ikke-plantebevoksede
sand- og mudderbund udgør en overvejende del af substratet i de danske farvande, og den
samlede kulstoflagring i CO
2
-ækvivalenter kan derfor estimeres til 247 – 7.470 mio. ton CO
2
.
Store dele af den danske havbund er dog udsat for forstyrrelse med bundslæbende
fiskeredskaber i tillæg til den naturlige forstyrrelse, der skyldes strømme og storme (DTU Aqua
2021; Miljø- og Fødevareministeriet 2018). Dertil skal lægges – særligt på lavere vand –
forstyrrelse fra skibsfart og andre menneskelige aktiviteter. Sedimentet i disse områder er
derved i risiko for resuspension og omsætning af det organisk bundne kulstof. En forstyrrelse af
havbunden vil potentielt kunne reducere lagringen af organisk kulstof som følge af forskellige
processer, herunder: en lavere produktion af fauna og flora, opblanding af sedimentlagene,
transport af sediment, tab af løst organisk materiale, samt øget resuspension af sediment til
vandmasserne som medfører iltning og øget omsætningen. Der findes dog også modsatrettede
processer som følge af forstyrrelser, der, til større eller mindre grad, vil kunne modvirke den
negative påvirkning på kulstoflagringen. Dette er processer som reduktion af fauna der kan føre
til reduceret iltning af sedimentet (bioturbation) og reduceret respiration fra dyresamfund, øget
transport af sediment til dybhavet, og øget primærproduktion som følge af frigivelse af
næringsstoffer fra sedimentet til de øvre vandmasser (Epstein et al. 2022).
En øget omsætning ved forstyrrelse af bundslæbende fiskeredskaber i dansk farvand er vurderet
at have potentiale for en øget frigivelse af kulstof i omegnen af 16-40 mio. ton (DTU Aqua 2021;
Sala et al. 2021). Dette er dog sandsynligvis et overestimat (DTU Aqua 2021), med stor
usikkerhed, da der for Danmark er begrænset data og disse processer er, som ovenfor beskrevet,
meget komplekse, og ikke alle delprocesser er inkluderet i denne opgørelse, ligeledes er der stor
variation i frigivelsen mellem substrattyper (Epstein et al. 2022), som der ikke tages højde for i
denne beregning. Der er dog uden tvivl et potentiale i disse habitaters kulstoflagringsevne, som
også bør tages i betragtning ved udpegning og forvaltning af beskyttede havområder.
18
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
Udover at udgøre et stort kulstoflager, bidrager den øvrige havbund også til biodiversiteten og
som et vigtigt led i havets fødekæde og økosystemtjenester, da mange af disse områder har en
høj produktion, og derfor virker som fødekammer for en lang række konsumarter.
Økonomi
Der er ikke foretaget økonomiske beregner af den øvrige havbunds kulstofoptag. Der er derfor
heller ikke lavet beregninger af, hvilke økonomiske effekter det vil have for fiskerierhvervet og
dens følgeerhverv, hvis der udvælges områder, hvor der forbydes fiskeri med bundslæbende
redskaber.
Tak
En stor tak til lektor Mogens Flindt, Syddansk Universitet, institutleder Gary T. Banta,
Syddansk Universitet og seniorforsker Jørgen L. S. Hansen, Aarhus Universitet, som har læst og
kommenteret analysen undervejs i arbejdet. Deres kommentarer har været særdeles værdifulde
for kvalitetssikringen af analysen. Eventuelle tilbageværende fejl og mangler er alene
Tænketanken Havs ansvar.
19
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
2622083_0020.png
Appendiks
Metode for beregning af skyggeprisen
I analysen beregnes der en skyggepris (dvs. den samfundsøkonomiske omkostning pr. ton
reduceret drivhusgas). Nedenstående tekst beskriver metoden for beregningerne samt den
anvendte data.
Som beskrevet af Klima-, Energi- og Forsyningsministeriet (Klima- Energi- og
Forsyningsministeriet 2021) beregnes skyggeprisen som nutidsværdien af tiltagets samlede
samfundsøkonomiske nettoomkostninger (i kr.) divideret med nutidsværdien af den opnåede
drivhusgasreduktion (målt i mængder). Dvs.:
��������
��������
(�������� +
��������)
��������
��������������������������������������������������������������������������������
=
∆����������������
��������
��������
��������
∑
��������
��������=��������
(�������� +
��������)
��������
∑
��������
��������=��������
drivhusgasudledningen (i CO
2
-ækvivalenter) i ton som følge af tiltaget i periode
��������,
og
��������
er
kvælstofudvaskning) i periode
��������, ��������
er diskonteringsraten,
∆����������������
��������
��������
��������
er reduktionen i
minus den samfundsmæssige værdi af diverse sideeffekter som f.eks. reduceret
hvor
��������
��������
er summen af tiltagets samfundsøkonomiske nettoomkostninger (dvs. omkostningerne
tiltagets tidshorisont. Hvis skyggeprisen er negativ, kan tiltaget betragtes som en win-win
situation for samfundet, da drivhusgasudledningerne kan reduceres med negative
omkostninger. Hvis skyggeprisen derimod er positiv, er det forbundet med omkostninger at
reducere drivhusgasudledningerne for samfundet.
I beregningen af skyggeprisen, er de budgetmæssige omkostninger angivet i en faktorpris.
Derfor ganges de med en nettoafgiftsfaktor for at omregne dem til et forbrugerprisniveau.
Derudover ganges det med en skatteforvridningsfaktor (Finansministeriet 2017). Ved f.eks.
udplantning af ålegræs, skal udgifterne finansieres ved f.eks. øgede skatter. Ved de øgede skatter
kan der ske et samfundsøkonomisk efficienstab, og dette bør medregnes i de samlede
samfundsøkonomiske omkostninger. Ved at gange de budgetmæssige omkostninger med
nettoafgiftsfaktoren og derefter skatteforvridningsfaktoren, fås den samfundsøkonomiske
omkostning.
For diskonteringsraten, nettoafgiftsfaktoren, og skatteforvridningsfaktoren anvendes der tallene
fra Finansministeriets nøgletalskatalog (Finansministeriet 2021). Der betragtes en 30-årig
tidshorisont ved beregningerne, da f.eks. Klimarådet (2020b) også betragter en 30-årig periode
ved beregning af skyggeprisen for udtagning af lavbundsjorde.
20
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
Litteraturliste
Atwood TB, Witt A, Mayorga J, Hammill E, Sala E (2020) Global Patterns in Marine Sediment
Carbon Stocks. Front Mar Sci 7:1–9. doi: 10.3389/fmars.2020.00165
Bruhn A, Flindt MR, Hasler B, Krause-Jensen D, Mørk Larsen M, Maar M, Kjerulf Petersen J,
Karen Timmermann O (2020) Marine Virkemidler. Beskrivelse af virkemidlernes effekter
og status for vidensgrundlag. DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi, Aarhus
Burden A, Garbutt A, Evans CD (2019) Effect of restoration on saltmarsh carbon accumulation
in Eastern England. Biol Lett 15:0–3. doi: 10.1098/rsbl.2018.0773
Burrows MT, Hughes DJ, Austin WEN, Smeaton C, Hicks N, Howe JA, Allen C, Taylor P, Vare
LL (2017) Assessment of Blue Carbon Resources in Scotland’s Inshore Marine Protected
Area Network.
Cartapanis O, Bianchi D, Jaccard SL, Galbraith ED (2016) Global pulses of organic carbon burial
in deep-sea sediments during glacial maxima. Nat Commun. doi: 10.1038/ncomms10796
de Bettignies T, de Bettignies F, Bartsch I, Bekkby T, Boiffin A, Casado de Amezúa P, Christie H,
Edwards H, Fournier N, García A, Gauthier L, Gillham K, Halling C, Harrald M, Hennicke
J, Hernández S, Kilnäs M, Martinez B, Mieszkowska N, Moore P, Moy F, Mueller M,
Norderhaug KM, Ó Cadhla O, Parry M, Ramsay K (2021) Background Document for Kelp
Forests habitat. OSPAR Commission
DTU Aqua (2021) Besvarelse af MOF alm. Del. Spørgsmål 1147 - 1151. J.nr. 21/1026735 Miljø-
og Fødevareministeriet.
Ebbensgaard T, Frederiksen L, Laustsen K, Flindt RM, Canal- Vergés P (2022)
Havvandsstigningernes betydning for kystnaturen. 15. Juni Fonden, Naturstyrelsen, Aage
V. Jensens Fond
Epstein G, Middelburg JJ, Hawkins JP, Norris CR, Roberts CM (2022) The impact of mobile
demersal fishing on carbon storage in seabed sediments. Glob Chang Biol 1–20. doi:
10.1111/gcb.16105
Espensen BL, Goldberg C, Jakobsen EM, Lorentzen C, Thaysen JN, Christensen M, Bojsen T
(2018) Katalog over omkostninger ved etablering af erstatningsnatur. Miljøstyrelsen,
København
Finansministeriet (2017) Vejledning i samfundsøkono-miske konsekvens-vurderinger.
Finansministeriet (2021) Nøgletalskatalog.
Frigstad H, Gundersen H, Andersen GS, Borgersen G, Kvile KO, Krause-Jensen D, Boström C,
Bekkby T, Angles D’auriac M, Ruus A, Thormar J, Asdal K, Hancke K (2020) Blue Carbon-
climate adaptation, CO2 uptake and sequestration of carbon in Nordic blue forests Results
from the Nordic Blue Carbon Project. Nordic Council of Ministers, Copenhagen, Denmark
García S, Perry AL, Blanco J, Álvarez H, Petersen HC, Maaholm DJ, Paulomäki H, Aguilar R
(2019) Protecting the North sea: Northern Danish waters. Oceana, Madrid
Greiner JT, McGlathery KJ, Gunnell J, McKee BA (2013) Seagrass Restoration Enhances “Blue
Carbon” Sequestration in Coastal Waters. PLoS One. doi: 10.1371/journal.pone.0072469
Klima- Energi- og Forsyningsministeriet (2021) KEF Alm.del - endeligt svar på spørgsmål 127.
Klimarådet (2020) Kendte veje og nye spor til 70 procents reduktion: Retning og tiltag for de
næste ti års klimaindsats i Danmark. Klimarådet
Klimarådet (2020) Kulstofrige lavbundsjorder: Forslag til ny model for effektiv regulering og
vådlægning.
Krause-Jensen D, Rasmussen MB (2009) Historisk udbredelse af ålegræs i danske kystområder.
Danmarks Miljøundersøgelser
Krause-Jensen D, Duarte CM, Sand-Jensen K, Carstensen J (2021) Century-long records reveal
shifting challenges to seagrass recovery. Glob Chang Biol 27:563–575. doi:
10.1111/gcb.15440
Lange T, Oncken NS, Svane N, Steinfurth RC, Kristensen E, Flindt MR (2022) Large-scale
eelgrass transplantation: a measure for carbon and nutrient sequestration in estuaries.
Mar Ecol Prog Ser 685:97–109. doi: 10.3354/MEPS13975
Larsen KC, Parsons N, Wiehe MR, Blak CL, Kragh R, Vincentz R, Svendsen JC, Palmgren M,
Simonsen G (2021a) Byudvikling og blå biodiversitet.
Larsen KC, Parsons N, Wiehe MR, Blak CL, Kragh R, Vincentz R, Svendsen JC, Palmgren M,
Simonsen G (2021b) Byudvikling og blå biodiversitet.
Marinho GS, Holdt SL, Birkeland MJ, Angelidaki I (2015) Commercial cultivation and
21
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
bioremediation potential of sugar kelp, Saccharina latissima, in Danish waters. J Appl
Phycol 27:1963–1973. doi: 10.1007/s10811-014-0519-8
Miljø- og Fødevareministeriet (2018) Danmarks Havstrategi II. Første del. God miljøtilstand.
Basisanalyse. Miljømål. København
Miljøstyrelsen (2022) Arealopgørelse over § 3 natur. https://mst.dk/natur-
vand/natur/national-naturbeskyttelse/3-beskyttede-naturtyper/arealopgoerelse/.
Moksnes P-O, Gipperth L, Eriander L, Laas K, Cole SG, Infantes E (2016) Handbok för
restaurering av ålgräsekosystem i Sverige - Vägledning. Bilaga 3: Kostnadsberäkning för
ålgräsrestaurering i Västerhavet. Havs- och Vattenmyndigheden
Najbjerg Hansen J, Elizabeth Løvgren Graversen A, Krause-Jensen D, Thomas Banta G (2021)
Strandenge – en overset klimabuffer. Aktuel Naturvidenskab Nr.3 30–34.
Pihl L, Baden S, Kautsky N, Ronnback P, Soderqvist T, Troell M, Wennhage H (2006) Shift in
fish assemblage structure due to loss of seagrass Zostera marina habitats in Sweden.
Estuar Coast SHELF Sci 67:123–132. doi: 10.1016/j.ecss.2005.10.016
Potouroglou M, Bull JC, Krauss KW, Kennedy HA, Fusi M, Daffonchio D, Mangora MM,
Githaiga MN, Diele K, Huxham M (2017) Measuring the role of seagrasses in regulating
sediment surface elevation. Sci Rep. doi: 10.1038/s41598-017-12354-y
Röhr ME, Bostrom C, Canal-Verges P, Holmer M (2016) Blue carbon stocks in Baltic Sea
eelgrass (Zostera marina) meadows. Biogeosciences 13:6139–6153. doi: 10.5194/bg-13-
6139-2016
Sala E, Mayorga J, Bradley D, Cabral RB, Atwood TB, Auber A, Cheung W, Costello C, Ferretti F,
Friedlander AM, Gaines SD, Garilao C, Goodell W, Halpern BS, Hinson A, Kaschner K,
Kesner-Reyes K, Leprieur F, McGowan J, Morgan LE, Mouillot D, Palacios-Abrantes J,
Possingham HP, Rechberger KD, Worm B, Lubchenco J (2021) Protecting the global ocean
for biodiversity, food and climate. Nature 592:E25. doi: 10.1038/s41586-021-03496-1
Seiter K, Hensen C, Schröter J, Zabel M (2004) Organic carbon content in surface sediments -
Defining regional provinces. Deep Res Part I Oceanogr Res Pap 51:2001–2026. doi:
10.1016/j.dsr.2004.06.014
Steinfurth RC, Lange T, Oncken NS, Kristensen E, Quintana CO, Flindt MR (2022) Improved
benthic fauna community parameters after large-scale eelgrass (Zostera marina)
restoration in Horsens Fjord, Denmark. Mar Ecol Prog Ser 687:65–77. doi:
10.3354/meps14007
Valdemarsen T, Canal-Vergés P, Kristensen E, Holmer M, Kristiansen MD, Flindt MR (2010)
Vulnerability of Zostera marina seedlings to physical stress. Mar Ecol Prog Ser 418:119–
130.
Data for C-puljer og lagring i ålegræs er trukket fra følgende kilder:
Dahl M, Deyanova D, Gütschow S, Asplund ME, Lyimo LD, Karamfilov V, Santos R, Gullström
(2016) Sediment Properties as Important Predictors of Carbon Storage in
Zostera marina
Meadows: A Comparison of Four European Areas. PLoS One. doi:
10.1371/journal.pone.0167493
Dahl M, Asplund ME, Deyanova D, Franco JN, Koliji A, Infantes E, Perry D, Björk M, Gullström
M (2020) High Seasonal Variability in Sediment Carbon Stocks of Cold-Temperate
Seagrass Meadows. J Geophys Res Biogeosciences 125 (1). doi: 10.1029/2019JG005430
Holmer M, Nielsen SL (1997) Sediment sulfur dynamics related to biomass-density patterns in
Zostera marina (eelgrass) beds. Mar Ecol Prog Ser 146:163–171.
Jankowska E, Michel LN, Zaborska A, Włodarska-Kowalczuk
M (2016) Sediment carbon sink in
low-density temperate eelgrass meadows (Baltic Sea). J Geophys Res 121:2918–2934. doi:
10.1002/2016JG003424
Kindeberg T, Ørberg SB, Röhr ME, Holmer M, Krause-Jensen D (2018) Sediment Stocks of
Carbon, Nitrogen, and Phosphorus in Danish Eelgrass Meadows. Front Mar Sci. doi:
10.3389/fmars.2018.00474
Marbà N, Krause-Jensen D, Masqué P, Duarte CM (2018) Expanding Greenland seagrass
meadows contribute new sediment carbon sinks. Sci Rep 8:14024. doi: 10.1038/s41598-
018-32249-w
22
 MOF, Alm.del - 2021-22 - Bilag 710: Anbefalinger og analyse fra Tænketanken Hav
Novak AB, Pelletier MC, Colarusso & P, Simpson J, Gutierrez & MN, Arias-Ortiz & A,
Charpentier & M, Masque & P, Vella & P (2020) Factors Influencing Carbon Stocks and
Accumulation Rates in Eelgrass Meadows Across New England, USA. Estuaries and Coasts
43:2076–2091. doi: 10.1007/s12237-020-00754-9
Poppe KL, Rybczyk JM (2018) Carbon Sequestration in a Pacific Northwest Eelgrass (Zostera
marina)
Meadow. BioOne Complet 92:80–91. doi: 10.3955/046.092.0202
Postlethwaite VR, McGowan AE, Kohfeld KE, Robinson CLK, Pellatt MG (2018) Low blue
carbon storage in eelgrass (Zostera
marina)
meadows on the Pacific Coast of Canada.
PLoS One. doi: 10.1371/journal.pone.0198348
Potouroglou M, Whitlock D, Milatovic L, Mackinnon G, Kennedy H, Diele K, Huxham M (2021)
The sediment carbon stocks of intertidal seagrass meadows in Scotland. doi:
10.1016/j.ecss.2021.107442
Prentice C, Hessing-Lewis M, Sanders-Smith R, Salomon AK (2019) Reduced water motion
enhances organic carbon stocks in temperate eelgrass meadows. Limnol Oceanogr
64:2389–2404. doi: 10.1002/LNO.11191
Prentice C, Poppe KL, Lutz M, Murray E, Stephens TA, Spooner A, Hessing-Lewis M, Sanders-
Smith R, Rybczyk JM, Apple J, Short FT, Gaeckle J, Helms A, Mattson C, Raymond WW,
Klinger T (2020) A Synthesis of Blue Carbon Stocks, Sources, and Accumulation Rates in
Eelgrass (Zostera
marina)
Meadows in the Northeast Pacific. Global Biogeochem Cycles.
doi: 10.1029/2019GB006345
Röhr ME, Bostrom C, Canal-Verges P, Holmer M (2016) Blue carbon stocks in Baltic Sea
eelgrass (Zostera
marina)
meadows. Biogeosciences 13:6139–6153. doi: 10.5194/bg-13-
6139-2016
Röhr M, Holmer M, Baum JK, Björk M, Boyer K, Chin D, Chalifour L, Cimon S, Cusson M, Dahl
M, Deyanova D, Emmet Duffy J, Eklöf JS, Geyer JK, Griffin JN, Gullström M, Hereu CM,
Hori M, Hovel KA, Randall Hughes A, Jorgensen P, Kiriakopolos S, Moksnes P-O,
Nakaoka M, O MI, Peterson B, Reiss K, Reynolds PL, Rossi F, Ruesink J, Santos R,
Stachowicz JJ, Tomas F, Lee K-S, F Unsworth RK, Boström C (2018) Blue Carbon Storage
Capacity of Temperate Eelgrass (Zostera
marina)
Meadows. Global Biogeochem Cycles
32:1457–1475. doi: 10.1029/2018GB005941
Ward MA, Hill TM, Souza C, Filipczyk T, Ricart AM, Merolla S, Capece LR, O’Donnell BC,
Elsmore K, Oechel WC, Beheshti KM (2021) Blue carbon stocks and exchanges along the
California coast. Biogeosciences 18:4717–4732. doi: 10.5194/bg-18-4717-2021
Data for C-puljer og lagring i saltmarsker er trukket fra følgende
kilder:
Graversen AEL, Banta GT, Masque P, Krause-Jensen D (2022) Carbon sequestration is not
inhibited by livestock grazing in Danish salt marshes. Limnol Oceanogr. doi:
10.1002/lno.12011
Morris JT, Jensen A (1998) The carbon balance of grazed and non-grazed Spartina anglica
saltmarshes at Skallingen, Denmark. J Ecol 86:229–242.
23