Klimatiltak i jordbruket binding av karbon i jordbruksjord

www.bioforsk.no Bioforsk Rapport Vol. 5 Nr. 5 2010 Klimatiltak i jordbruket binding av karbon i jordbruksjord Arne Grønlund, Katrin Knoth de Zarruk og Daniel P. Rasse Bioforsk Jord og miljø Sett inn bilde her 20 x 7,5-8 cm

Hovedkontor Frederik A. Dahls vei 20, 1432 Ås Tlf: 03 246 Fax: 63 00 92 10 post@bioforsk.no Bioforsk Jord og miljø Frederik A. Dahls vei 20 1432 Ås Tlf: 03 246 Faks: 63 00 94 10 jord@bioforsk.no Tittel/Title: Klimatiltak i jordbruket binding av karbon i jordbruksjord Forfatter(e)/Autor(s): Arne Grønlund, Katrin Knoth de Zarruk og Daniel P. Rasse Dato/Date: Tilgjengelighet/Availability: Prosjekt nr./project No.: Arkiv nr./archive No.: 15.01.2010 Åpen 2110589 Arkivnr Rapport nr.report No.: ISBN-nr.: Antall sider/number of pages: 5/2010 978-82-17-00604-6 34 Antall vedlegg/number of appendix: Oppdragsgiver/Employer: SFT Kontaktperson/Contact person: Per Fjeldahl Stikkord/Keywords: Klimagasser, karbon i jord, myr, biokull Greenhose gases, soil carbon, peat, biochar Fagområde/Field of work: Jord og miljø Soil and Environment Sammendrag I denne rapporten er det gitt en vurdering av ulike tiltak for karbonbinding på jordbruksareal: stans i nydyrking av myr, restaurering av myr som er tatt ut av drift og myr med liten produksjon, skogplanting på marginal jordbruksjord, binding av karbon i eng og karbonlagring i biokull i åkerjord. Det foreligger ikke data om karbonbinding i grasmark i Norge. For de øvrige tiltakene er det gjort grove anslag over mulig omfang, effekter i form av karbonbinding eller substitusjon av fossilt karbon, kostnader og kostnadseffektivitet. Tiltakene synes å være kostnadseffektive, men usikkerheten i anslagene er store. Roald Sørheim Arne Grønlund Navn seksjonssjef/forskningssjef Prosjektleder

Forord Denne rapporten er skrevet på oppdrag for Statens forurensningstilsyn og inngår i Etatsgruppen Klimakur 2020 som skal vurdere virkemidler og tiltak for å oppfylle målet om reduksjonen av de norske klimagassutslippene med 15 til 17 millioner tonn CO 2 -ekvivalenter. Rapporten er en sluttrapport fra prosjektet Klimatiltak i jordbruket, binding av karbon i jordbruksjord. Prosjektet har bestått av 4 delprosjekt som omhandler ulike muligheter for karbonbinding: Restaurering av myr Skogplanting på myr Binding av karbon i grasmark Karbonlagring i biokull i åkerjord Bioforsk Jord og miljø har vært ansvarlig for prosjektet med Arne Grønlund som prosjektleder og Lillian Øygarden som kvalitetssikrer. 2 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010

Innhold Sammendrag... 4 1. Innledning... 8 2. Endret praksis i myrdyrking... 9 2.1 Beskrivelse av tiltaket... 9 2.2 Erfaringer med restaurering av myr... 9 2.3 Mulig omfang... 10 2.4 Potensial for utslippsreduksjoner... 12 2.4.1 Stans i nydyrking av myr... 12 2.4.2 Restaurering av myr... 13 2.5 Andre effekter... 14 2.6 Kostnader og kostnadseffektivitet... 14 2.6.1 Dyrking av mineraljord... 14 2.6.2 Kostnader til restaurering... 14 2.6.3 Vederlag til grunneiere... 15 2.7 Kostnadseffektivitet... 15 2.7.1 Stans i nydyrking av myr... 15 2.7.2 Restaurering av myr som tas ut av drift av naturgitte årsaker... 16 2.7.3 Restaurering av myr med lite produksjon... 16 2.8 Varighet av tiltaket... 16 2.9 Virkemidler... 17 3. Skogplanting på marginal jordbruksjord... 18 3.1 Beskrivelse av tiltaket... 18 3.2 Mulig omfang... 19 3.2.1 Dyrket myr som tas ut av drift... 19 3.2.2 Marginal mineraljord... 20 3.3 Potensial for utslippsreduksjoner... 20 3.4 Andre effekter... 21 3.5 Kostnader og kostnadseffektivitet... 21 4. Binding av karbon i eng... 22 4.1 Generelt... 22 4.2 Variasjon mellom planter... 22 4.3 Alder og hyppighet for pløying/fornying av eng... 23 5. Karbonlagring i biokull i åkerjord... 24 5.1 Beskrivelse av tiltaket... 24 5.2 Mulig omfang... 25 5.3 Potensial for utslippsreduksjon... 26 5.4 Energiinnhold i biomasse og pyrolyseolje... 27 5.5 Energiforbruk ved produksjon av biokull... 27 5.6 Andre effekter... 28 5.7 Kostnader... 28 5.8 Kostnadseffektivitet... 29 6. Referanser... 31 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010 3

Sammendrag Dyrking av jord har ført til store utslipp av CO 2. En del av det tapte karbonet kan føres tilbake til jorda gjennom spesielle tiltak. Karboninnholdet i dyrket jord i Norge er relativt høyt, og mulighetene for karbonbinding er derfor begrenset. De tiltakene som har størst potensial for karbonbinding antas å være endret praksis i myrdyrking, omlegging fra åker til gras på jord med lavt karboninnhold og bruk av biokull i jord. Endret praksis i myrdyrking Dyrket myr utgjør et areal på ca 700 000 dekar og er den største kilden til CO 2 -utslipp fra jordbruket i Norge og dessuten en betydelig kilde til utslipp av lystgass. Arealet av dyrket myr ventes likevel å gå ned i årene framover som følge av at det nydyrkes mindre areal enn det som omdannes til mineraljord eller tas av drift. Tre tiltak er vurdert for å redusere utslippene: Stans i nydyrking av myr Restaurering av dyrket myr som tas ut av drift av naturgitte årsaker (grunn myr direkte på fjell eller for lav beliggenhet i forhold til vassdrag) Restaurering av dyrket myr med liten produksjon og behov for omfattende drenering Nydyrking av myr antas å utgjøre et areal på ca 2000 dekar år -1. Stans i nydyrking av myr kan ventes å gi en netto utslippsreduksjon per dekar på 1,95 tonn CO 2 -ekv. Total årlig reduksjon kan antas å være 39 000 tonn CO 2 -ekv. i 2020 (20 000 dekar) og 78 000 tonn CO 2 - ekv. i 2020 (40 000 dekar). Restaurering av dyrket myr innebærer tilbakeføring til naturlig tilstand gjennom tiltetting av grøfter og gjeninnføring av myrvegetasjon. Det er et aktuelt tiltak for myr som er tatt ut av drift og forventes å føre til ny karbonbinding, men også til økte CH 4 -utslipp. Nettoeffekten er svært usikker, men kan antas å tilsvare CO 2 -utslippet fra dyrket myr før restaurering, som antas å være 1,1 tonn CO 2 dekar -1. Det er ventet at ca 0,5 % av det gjenværende arealet med dyrket myr årlig tas ut av drift. Dette vil utgjøre ca 37 000 dekar i perioden 2010-2020 og ca 31 000 dekar i perioden 2020-2030. En kan anta at halvparten av arealet tas ut av drift av naturgitte årsaker og den andre halvparten som følge av liten produksjon. Restaurering av myr med liten produksjon, som er mulig å drenere, vil medføre behov for dyrking av et tilsvarende areal med mineraljord dersom matproduksjonen skal opprettholdes. Dette vil innebære redusert karbonbinding i skog som kan antas å utgjøre 0,5 tonn CO 2 dekar -1 år -1. Netto klimagassutslipp ved restaurering av myr med liten produksjon antas derfor å være 0,6 tonn CO 2 dekar -1 år -1. Årlig utslippreduksjon ved restaurering av myr tatt ut av drift er beregnet til: I 2020: 20 000 tonn CO 2 -ekv. fra myr som tas ut av drift av naturgitte årsaker og 11 000 tonn CO 2 -ekv. fra myr som tas ut av drift som følge av liten produksjon. I 2030: 34 000 tonn CO 2 -ekv. fra myr som tas ut av drift av naturgitte årsaker og 20 000 tonn CO 2 -ekv. fra myr som tas ut av drift som følge av liten produksjon. Kostnadene av endret praksis i myrdyrking omfatter: Merkostnadene av dyrking av mineraljord (som kompensasjon for stans i nydyrking og at myr med liten produksjon blir tatt ut av drift) som antas å være: 2000-4000 kr høyere per dekar enn nydyrking av myr 3000-5000 kr høyere per dekar enn omfattende grøfting av dyrket myr 4 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010

Kostnader til restaurering som omfatter renter av investeringer og årlig vedlikehold, til sammen anslått til 185 kr år -1. Vederlag til grunneiere for å ta areal med liten produksjon ut av drift, som antas å kunne variere fra 0 til 4000 kr dekar -1, avhengig av fôrbehovet på gården. Gjennomsnittlig årlige rentekostnader kan settes til 200 kr dekar -1. Kostnadseffektiviteten for de tre tiltakene er beregnet til: Stans i nydyrking av myr: 61 kr CO 2 ekv. -1 (basert på 150 kr dekar -1 i kostnad og en utslippsreduksjon på 1,95 tonn CO 2 -ekv. -1 ) Restaurering dyrket myr som tas ut av drift av naturgitte årsaker:168 kr CO 2 ekv. -1 (basert på 185 kr dekar -1 i kostnad og en utslippsreduksjon på 1,1 tonn CO 2 -ekv. -1 ) Restaurering av dyrket myr med liten produksjon: 800 kr CO 2 ekv. -1 i gjennomsnitt (basert på 485 kr dekar -1 i gjennomsnittskostnad og en utslippsreduksjon på 0,6 tonn CO 2 -ekv. -1 ) Skogplanting på marginal jordbruksjord Skogplanting representerer et stort potensial for karbonbinding og kan være et aktuelt klimatiltak, først og fremst på dyrket myr som tas ut av produksjon av naturgitte årsaker, som et alternativ til restaurering. Skogplanting forventes å føre til redusert nedbrytingshastighet av torva sammenlignet med dyrket tilstand og økt karbonbinding i skogbiomasse, men ingen betydelige reduksjon av N 2 O-utslipp eller økning av CH 4 -utslipp. Undersøkelser i Finland tyder på at nedbrytingen av torv i skog er minst like stor som C- bindingen i skogbiomassen. En kan anta at om lag halvparten av det myrarealet som tas ut av drift av naturgitte årsaker kan være egnet for skogplanting. Det vil si ca 9000 dekar i perioden 2010-2020 og ca 8000 dekar i perioden 2021-2030. En må anta at tidligere dyrket myr som er aktuell for skogplanting vil gro til med skog på naturlig måte hvis det overlates til seg selv, og at tilveksten kan være minst halvparten av produksjonen i plantet skog, som antas å være lik gjennomsnittet for skog i Norge som tilsvarer ca 0,6 tonn CO 2 dekar -1 år -1. Utslippsreduksjon av skogplanting på myr kan antas å være ca 1 tonn CO 2 dekar -1 år -1. I forhold til referansebanen, som er naturlig gjengroing med en karbonbinding på minst 0,3 tonn CO 2 dekar -1 år -1, vil nettoeffekten være minst 0,5 tonn CO 2 dekar -1 år -1. Potensialet for utslippsreduksjon kan på dette grunnlaget beregnes til 5000 tonn CO 2 år -1 i 2020 og 9000 tonn CO 2 år -1 i 2030. Gjennomsnittlige kostnader for skogplanting var i 2008 ca 750 kr dekar -1 som gir en årlig rente på 38 kr. Kostnadseffektiviteten kan beregnes til ca 80 kr tonn CO 2 -ekv. -1 (basert på 80 kr i kostnad og en utslippsreduksjon på ca 0,5 tonn CO 2 dekar -1 år -1 ). Binding av karbon i eng Eng og beite kan bidra til å binde eller opprettholde karboninnholdet i jorda, men vi har ikke data som viser at det fortsatt skjer noen generell karbonbinding i jord som har vært brukt til gras over lang tid. Mulighetene for karbonbinding i eng antas å være til stede i mineraljord med lavt karboninnhold, f. eks. nylig dyrket mineraljord med lavt næringsinnhold eller bakkeplanert jord. Karbonbindingen vil være størst de første årene og avta etter hvert til det er oppnådd likevekt mellom tilførsel og nedbryting av organisk materiale. Ved omlegging fra åker til eng vil som regel en økt karbonbinding ventes å bli oppveid av økte utslipp av CH 4 og N 2 O fra husdyrproduksjon. Karboninnholdet i eng kan tenkes å øke gjennom valg eller foredling av nye planter med større potensial for karbonbinding som følge av større avlingspotensial, rotmengde, rotdybde og motstand mot nedbryting. Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010 5

Karbonlagring i biokull i åkerjord Biokull er forkullede rester av biomasse som er svært motstandsdyktig mot nedbryting og som antas å kunne lagres i jord i mer enn tusen år. Biokull kan produseres ved pyrolyse, som innebærer oppvarming til 500-600 grader ved lav oksygentilgang, hvor ca 50 % av karbonet omdannes til biokull, ca 30 % til olje hvorav halvparten kan bruks som drivstoff, og ca 20 % omdannes til flyktige gasser (syngasser) som vanligvis forbrennes på stedet for å opprettholde temperaturen. Utslippseffekten av biokull kan beregnes som lagringseffekten av karbon i biokull og effekten å erstatte fossil olje med pyrolyseolje, som til sammen kan antas å tilsvare 65-80 % av karbonet i den opprinelige biomassen. De mest aktuelle råstoffene til biokull i Norge er halm og skogsavfall. Den totale årlige produksjonen av halm i Norge er estimert til 930 000 tonn etter svinn. Tilgjengelig mengde skogsavfall til produksjon av biokull kan være av samme størrelsesorden. Karboninnhold, utslippseffekter og energiinnhold i pyrolyseprodukter av et tonn halm og skogsavfall er beregnet til: Halm Skogsavfall Kg C i biokull 220 250 Kg C-innhold i olje brukt som drivstoff 66 75 Kg C-innhold i annen olje 66 75 Kg C innhold i syngasser 88 100 Lagringseffekt av biokull (kg CO 2 ) 807 917 Substitusjonseffekt av olje som drivstoff (kg CO 2 ) 242 275 Substitusjonseffekt av annen olje (kg CO 2 ) 121 137 Sum lagrings- og substitusjonseffekt (kg CO 2 ) 1170 1329 Halm og skogsavfall kan alternativt brukes direkte til oppvarming og i noen tilfeller erstatte fossil fyringsolje. Produksjon av biokull fører også til at energien i syngassene og selve biokullet ikke utnyttes. Energiinnhold i halm og skogsavfall, mengde olje med samme energiinnhold, substitusjonseffekt ved forbrenning og energitap ved produksjon av biokull (per tonn tørr biomasse) er beregnet til: Halm Skogsavfall Energiinnhold i opprinnelig biomasse, MWh 4,0 4,7 Kg olje med samme energiinnhold (11,4 MWh/tonn olje) 334 390 Kg C i olje med samme energiinnhold (85 %) 284 331 Substitusjonseffekt=CO 2 -utslipp fra olje med samme energiinnhold 1041 1215 C-mengde i pyrolyseolje 132 150 Mengde pyrolyseolje (85 % C) 155 176 Energiinnhold (MWh) i pyrolyseolje (12 MWh per tonn olje) 1,9 2,1 Energitap (opprinnelig biomasse pyrolyseolje) MWh 2,1 2,6 Energitap 54 % 55 % Energiinnhold i 930 000 tonn biomasse, TWh 3,7 4,3 Energiinnhold i pyrolyseolje av 930 000 tonn biomasse, TWh 1,7 2,0 Energitap (opprinnelig 930 tonn biomasse pyrolyseolje) av GJ 2,0 2,3 Årlige kostnader til produksjon av biokull er grovt anslått til (per tonn tørr biomasse): Halm Skogsavfall Renter av investeringer 171 171 Driftskostnader ved fabrikk 129 129 Innsamling av råmateriale 700 250 Andre kostnader 500 500 Kapital- + driftskostnader (1+2+3+4), kr per år 1500 1050 Inntekter av pyrolyseolje (råoljepris 400 kr per fat) 460 522 Netto driftskostnad (drift-inntekt), kr per år 869 359 Totalkostnader, kr per år 1040 528 6 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010

Kostnadseffektiviteten av pyrolyse er beregnet ved 3 alternative måter: Halm Skogsavfall Karbonbinding i biokull, basert på fast oljepris 1) 1290 576 Verdien på olje, basert på fast pris på klimaeffekt på biokull 2) 0,66 0,35 1) Summen av biokull og pyrolyseolje basert på kvotepris for CO 2 890 397 1) -1 kr tonn CO 2 2) kr KWh -1 Alternativ verdi biomassen, klimaeffekter ved alternativ bruk og verdi som jordforbedringsmiddel er ikke inkludert i beregningene av kostnadseffektiviteten. Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010 7

1. Innledning Dyrking av jord har ført til store utslipp av CO 2 som følge av avskoging og fjerning av naturlig vegetasjon, og nedbryting av organisk materiale i jord. Det kumulative globale C- tapet fra jord er estimert til 55 Pg av Cole et al. (1996) og til 78 ± 17 Pg av Lal (2003). Gjennom bevisste dyrkingstiltak er det mulig å føre en del av det tapte karbonet tilbake til jorda. Karbonbinding i jord er betraktet som et av de mest kostnadseffektive tiltakene for å motvirke klimaendringer og kan også ha andre positive effekter jordkvalitet og miljø. Karboninnholdet i dyrket jord er relativt høyt i Norge sammenlignet med områder med varmere klima. Det skyldes både høyt naturlig innhold som følge av kjølig klima, og stor andel grasmark som bidrar til å opprettholde karbonmengden. En klimaendring som innebærer høyere temperatur innebærer en risiko for ytterligere tap av karbon fra dyrket jord. En viktig utfordring vil derfor være å velge dyrkingsmetoder som forhindrer eller begrenser framtidig karbontap. Grønlund et al. 2008 har foreslått tre områder hvor det kan være potensial for å øke karbonbindingen i jord: Omlegging fra åker til gras på bakkeplanert jord med lavt karboninnhold Restaurering av dyrket myr Bruk av biokull i åkermark Klimagevinstene av omlegging fra åker til gras på bakkeplanert vil bli utredet i et senere prosjekt. Denne rapporten omhandler heller ikke andre muligheter for karbonbinding ved åkerdyrking (jordarbeiding, fangvekster etc ). Disse tiltakene har imidlertid mindre forventet effekt enn de som er utredet her. Restaurering av dyrket myr og bruk av biokull vil bli vurdert i denne rapporten, i tillegg til skogplanting på myr og marginal jordbruksmark og karbonbinding i eksisterende grasmark. 8 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010

2. Endret praksis i myrdyrking 2.1 Beskrivelse av tiltaket Drenert og dyrket myr representerer en vedvarende kilde til utslipp av CO 2. I Norge er de årlige utslippene fra dyrket myr estimert til mellom 600 og 800 kg C dekar -1 og mellom 1,8 og 2 millioner CO 2 totalt for perioden 1950-1980 (Grønlund et al., 2008). På grunn av omdanning av torva og økning i mineralinnholdet er det sannsynlig at utslippet reduseres over tid. Det aktuelle utslippet fra dyrket myr er derfor trolig lavere, kanskje i størrelsesorden 0,5 tonn C (ca 1,8 tonn CO 2 ) per dekar og år for myr i vanlig drift. I tillegg bidrar dyrket myr også til betydelige N 2 O-utslipp. I henhold til IPCC s standard er utslippet fra dyrket myr 1,25 kg N 2 O per dekar og år. Utslippene fra dyrket myr er vesentlig større ved åkerdyrking enn ved grasdyrking. Bare en liten av det dyrkede myrarealet i Norge (ca 10 %) brukes til åkerdyrking. En omlegging fra åker til gras vil derfor gi relativt liten effekt. De tiltakene som antas å gi størst effekt for å redusere utslippene fra dyrket myr er: Stans i nydyrking av myr i framtida Restaurering dyrket myr som tas ut av drift av naturgitte årsaker Restaurering av dyrket myr som krever omfattende drenering Tilplanting av skog på tidligere dyrket myr (er omtalt i kapittel 3) 2.2 Erfaringer med restaurering av myr Restaurering av myr innebærer tilbakeføring av tidligere dyrket myr til naturtilstand, gjennom tiltetting av grøfter, heving av grunnvannstand og gjeninnføring av naturlig myrvegetasjon. De vanligste måtene å bruke myr etter at dyrking eller uttak av torv har opphørt, er (1) å overlate arealet til naturlig revegetering og (2) å gjennomføre en kontrollert restaurering med en heving av grunnvannsnivået og introduksjon av planter for å framskynde binding av karbon. Mesteparten av litteraturen som fins om restaurering av myr er fra torvuttak, hvor hensikten hovedsakelig har vært å gjenskape det opprinnelige biologiske mangfoldet og hindre erosjon. En kjenner ikke til prosjekter med restaurering av torvtak i Norge. Det er gjort færre studier av restaurering av tidligere dyrket myr, hvor det har skjedd større endringer i omdanning og kjemiske egenskaper som følge av jordbruksdriften. En vet derfor ikke i hvilken grad erfaringer fra restaureringer av tidligere torvtak har relevans for dyrket myr. I dyrket myr som er tatt ut av drift vil nedbrytingen av det organiske materialet og utslippet av CO 2 fortsette. Waddington & McNeill (2002) har påvist sterk oksidasjon av torv så sent som ca 20 år etter at dyrkingen opphørte. Tuittila et al. (1999) har estimert CO 2 -utslippet fra snaue overflater på tidligere dyrket myr i Finland til mellom 2,5 og 3,8 tusen tonn C. På samme måte kan N 2 O-utslippet fortsett mange år etter at dyrkingen opphørte (Maljanen et al. 2007). Det er derfor nødvendig å vurdere alternative tiltak for å redusere klimagassutslippene og øke karbonlagningen i tidligere dyrket myr. Restaurering av drenert og dyrket myr er et tiltak for å redusere CO 2 -utslippet, som kan være tre ganger høyere enn fra naturlig myr (Waddington & Price, 2000). Med en vellykket restaurering er det forventet at karbonbindingen skal begynne på ny. Gjentetting av grøfter er første steg i restaureringsprosessen, fordi reduserende miljø er nødvendig for akkumulering av organisk materiale. Høyt vanninnhold vil også være gunstig for etableringen av myrvegetasjon. Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010 9

For å gjenskape naturlig myr som langsiktig karbonlager, må karbonbindingen overskride nedbrytingen av ferskt organisk materiale og det opprinnelige torvlaget. Selv om ikke funksjonen som netto karbon-binder kan bli fullstendig gjenopptatt, kan restaurering føre til en betydelig reduksjon av CO 2 -tapet på grunn av økning i brutto økosystem-produksjon og reduksjon av respirasjon (Waddington & Warner, 2001). Grunnvannsnivået spiller en viktig rolle i denne sammenhengen siden det kontrollerer både fotosyntesen og respirasjonen (Tuittila et al., 2004). Ulike studier har demonstrert effekten av vegetasjon på restaureringen og karbonlagringen i myr. Karplanter og sphagnum-moser vil vanligvis initiere CO 2 -fikseringen i økosystemet og akselerere restaureringsprosessen (Tuittila et al., 2004, Kivimäki et al., 2008). Etter heving av grunnvannstanden og etablering av halvgrasvegetasjon kan et restaurert torvuttak binde 108-160 g CO 2 -C m -2 som er like mye som en næringsrik naturlig myr. Reintroduksjon av sphagnum i et torvuttak har ført til en netto karbonbinding i perioden mai-september på 23 g C m -2 (Tuittila et al., 2004). Kivimäke et al. (2008) fant at økt funksjonell diversitet kunne føre til enda større karbonlagring i jord og biomasse. Suksesjonen av vegetasjonen syntes å kontrollere karbondynamikken i restaurert myr, og karbonbindingen syntes å være relatert til etablering av starrplanter i den første fasen av regenereringen. En rekke studier tyder på at CH 4 -utslippet fra restaurert myr kan holde seg på et lavt nivå lang tid etter at området var fullt vegetert og kolonialisert med myrplanter (Tuittila et al., 2000, Kivimäki et al., 2008). CH 4 -utslippet er imidlertid forventet å nærme seg nivået fra naturlig myr som er grovt estimat til 6-7 g CH 4 -C m -2 per år. I et studium av Weddington & Day (2007) var CH 4 -utslippet etter restaurering av et torvuttak 4,2 g m -2 i perioden mai oktober, hvor dammer og grøfter var hot-spot arealer for utslipp. CH 4 -utslipp fra restaurert myr har vært størst fra områder med urtevegetasjon. Det kan være stor romlig variasjon i CH 4 -utslipp på grunn variasjon i botanisk sammensetning, mikrotopografi, næringsstatus, substratkonsentrasjon, ph og mikrobiell aktivitet (Tuitila et al. 2000). Potensialet for karbonlagring i restaurert my er generelt vanskelig å forutsi. Karbondynamikken i myr avhenger av ulike faktorer som hydrologi, topografi, plantedekke og klima (Moore et al., 1998). Det er derfor vanskelig å gi et riktig estimat av karbonbalansen i restaurert myr. Også naturlig myr, som er et langsiktig karbonlager, kan gjennomgå store årlige variasjoner i karbonbalanse. Økt temperatur som følge av klimaendringer kan forårsake lavere grunnvannsnivå, nedbryting av torv og endringer i vegetasjonssamfunn etter restaurering (Strack & Waddington, 2007). I tillegg vil fordeling og sammensetning av mikrotopografiske elementer ha stor betydning for hvordan karbonomsetningen i myr vil reagere på en klimaendring. Roulet (2000) har antatt at restaurering av myr ikke kan bidra til redusert klimagassutslipp, spesielt ikke hvis en tar det økte CH 4 -utslippet i betraktning. En kan heller ikke unngå N 2 O- utslipp i etterbruk av dyrket myr (Maljanen, 2007). I restaurert dyrket myr, med hevet grunnvannsnivå, kan en likevel ikke utelukke at en større den av N blir redusert til N 2 -gass og at N 2 O utslippet av den grunn blir mindre. 2.3 Mulig omfang Johansen (1997) har gitt en sammenstilling av oppdyrking av myr i Norge i 1000 dekar: Før 1943 1 154 Løddesøl (1948) 1943-1992 513-708 Basert på utbetalte tilskudd til nydyrking Totalt inntil 1992 1667-1862 Etter 1992, per år 1-2 Anslag En kan ikke utelukke at en del av det rapporterte dyrkede arealet kan bestå av mineraljord, tidligere dyrket myr og areal hvor dyrkingen ikke har blitt fullført. Det reelle arealet av 10 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010

oppdyrket myr fram til 1992 er derfor trolig nærmere det laveste estimatet, altså 1,7 millioner dekar. Kartlegging av dyrket myr i regi av Institutt for skog og landskap og Bioforsk tyder på at det aktuelle arealet av dyrket myr var ca 0,8 millioner dekar på slutten av 1990-tallet, som er om lag halvparten av det antatt totalt oppdyrkede arealet (Grønlund et al., 2008). Differansen må skyldes at en del av myrarealet er omdannet til mineraljord som følge av myrsynkingen, mens en del er tatt ut av drift, hvorav noe av arealet er plantet til eller grodd igjen til skog, eller gått tilbake til naturlig myr. En foreløpig modellberegning utført av Bioforsk tyder på at 0,5-1 % av det dyrkede myrarealet årlig har blitt omdannet til mineraljord. I årene framover kan en vente at omdanningen til mineraljord vil utgjøre ca 1 % av det gjenværende myrarealet. Forutseningen for beregningen er en årlig myrsynking på 1 cm for torvdybde mindre enn 1 m og 1,85 cm for torvdybde over en meter. Myr som er tatt ut av drift er beregnet til omtrent samme størrelsesorden, 0,5-1 % per år, og kan ventes å utgjøre årlig ca 0,5 % av det gjenværende myrarealet. De samme beregningene tyder på at arealet av dyrket myr trolig har holdt seg omtrent stabilt fra 1950 til begynnelsen på 1990-tallet. Dette innebærer at nydyrkingen i denne perioden, som var ca 12 000 dekar i gjennomsnitt per år, har kompensert for at de arealene som er omdannet til mineraljord og tatt ut av drift. Etter 1992 har nydyrkingen blitt redusert kraftig som følge av at tilskuddet har falt bort. Årlig nydyrking av myr etter 1992 har trolig vært betydelig mindre enn det som antas å være omdannet til mineraljord og tatt ut av drift. På grunnlag av tidligere nydyrking av myr, beregnet omdanning til mineraljord, kartlagt dyrket myr og en antatt nydyrking på 2000 dekar per år, kan referansebanen for dyrket myr de neste 20 årene være: Status for dyrket myr 2010 690 000 dekar + Antatt nydyrking 2010-2020 20 000 dekar - Omdannet til mineraljord 2010-2020 55 000 dekar - Tatt ut av drift 2010-2020 37 000 dekar = Status for dyrket myr 2020 618 000 dekar + Antatt nydyrking 2021-2030 20 000 dekar - Omdannet til mineraljord 2021-2030 52 000 dekar - Tatt ut av drift 2021-2030 31 000 dekar = Status for dyrket myr 2030 555 000 dekar Redusert areal av dyrket myr innebærer at det at de årlige utslippene av CO 2 og N 2 O fra dyrket myr må antas å ha gått ned. Myr som er omdannet til mineraljord kan antas å ha omtrent samme utslipp av CO 2 og N 2 O som annen mineraljord. Det kan være flere årsaker til at dyrket myr blir ut av drift. Vi kan skille mellom: 1. Naturlige årsaker som kan være at: Myra ligger direkte på fjell og torvdybden blir etter hvert så liten til at arealet ikke lenger kan dreneres og dyrkes på en tilfredsstillende måte Myra har for lav beliggenhet i forhold til større sjøer og elveløp. Etablering av pumpestasjoner eller senking av innsjøer eller elveløp vil ofte være lite lønnsomme og i mange tilfeller uønskede miljøinngrep. 2. Dreneringssystemet er ikke lenger tilfredsstillende, avlingene går ned og brukeren velger å ta arealet permanent eller midlertidig ut av drift i stedet for å investere i ny drenering i form av tradisjonell rørgrøfting eller profilering. Dyrket myr som tas ut av drift kan antas å utgjøre: Ca 37 000 dekar i perioden 2010-2020 Ca 31 000 dekar i perioden 2021-2030 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010 11

Vi må anta at en del dette arealet tilhører årsakskategori 1, som tas ut av naturlige grunner. Slike arealer antas ikke å være egnet for dyrking lenger. Grunneierne kan derfor antas å ikke kreve økonomisk kompensasjon for å ta arealet ut av drift. Vi må også anta at en del av arealet tilhører årsakskategori 2, hvor dreneringssystemet ikke fungerer, men hvor det er mulig å gjenoppta driften ved å investere i ny drenering. Vi har ingen opplysninger om fordelingen mellom årsakskategori 1 og 2, men kan anta at de utgjør like stor areal hver. Tiltak på dyrket myr vil omfatte: 1. Stans i nydyrking av myr som antas å utgjøre følgende areal: Ca 20 000 dekar i perioden 2010-2020 Ca 20 000 dekar i perioden 2020-2030 2. Restaurering av myr som tas ut av drift av naturlige årsaker som kan antas å ugjøre følgende areal: Ca 18 500 dekar i perioden 2010-2020 Ca 15 500 dekar i perioden 2021-2030 3. Restaurering av myr med liten produksjon som kan antas å ugjøre et like stort areal som det som tas ut av naturlige årsaker: Ca 18 500 dekar i perioden 2010-2020 Ca 15 500 dekar i perioden 2021-2030 Gjennomføring av tiltak 1 og 3 vil forutsette nydyrking av tilsvarende areal på mineraljord, hvis en forutsetter samme matproduksjon og samme avling per arealenhet. Gjennomføring av tiltak 2 vil i seg selv ikke medføre behov for dyrking, fordi arealet i alle tilfeller må forutsettes å bli tatt ut av drift. 2.4 Potensial for utslippsreduksjoner 2.4.1 Stans i nydyrking av myr Dyrking av myr kan antas å gi følgende effekter på klimagassbalansen per dekar: Økt CO 2 -utslipp 600 kg C 2 200 kg CO 2 -ekv. + Økt N 2 O-utslipp 1,26 kg N 2 O 390 kg CO 2 -ekv. - Redusert CH 4 -utslipp 6,5 kg CH 4 137 kg CO 2 -ekv. = Netto klimagassutslipp 2453 kg CO 2 -ekv. Dersom matproduksjonen i Norge skal øke i takt med befolkningsutviklingen, kan en stans i nydyrking av myr antas å føre til at en i stedet dyrker mineraljord i skog og dermed taper klimagasseffekter av skog i form av: Økning i skogbiomasse inntil ny likevekt er nådd Substitusjonseffekten av fossilt karbon når skogen hogges. Behovet for energi til oppvarming er begrenset, men behovet for 2. generasjons biodrivstoff er ubegrenset Produksjon av biokull som kan lagres i flere tusen år. Dersom dette konseptet lever opp til forventningene, er behovet for råstoff ubegrenset. Dyrkbar skog kan antas å gi en årlig gjennomsnittlig produksjon av stammetrevirke på 0,5 m 3 dekar -1 og en CO 2 -binding på 850 kg fram til hogstmoden alder. Den effektive klimagasseffekten av skog vil være noe mindre enn 850 kg CO 2 dekar -1, f. eks. 500 kg. Netto årlig klimagassreduksjon per dekar ved å unngå nydyrking av myr vil dermed bli: + Netto klimagassutslipp fra dyrket myr 2,45 tonn CO 2 -ekv. - Redusert karbonbinding i skogbiomasse 0,5 tonn CO 2 -ekv. = Netto klimagassreduksjon 1,95 tonn CO 2 -ekv. 12 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010

Det totale potensialet for utslippsreduksjoner fram til 2020 og 2030 kan beregnes til: Årlig reduksjon 2020 (20 000 dekar): 39 000 Tonn CO 2 -ekv. Årlig reduksjon 2030 (40 000 dekar): 78 000 Tonn CO 2 -ekv. 2.4.2 Restaurering av myr De potensielle klimagasseffektene av restaurering av myr omfatter: Redusert utslipp av CO 2 fra drenert myr + Redusert utslipp av N 2 O som følge av at N-gjødslingen opphører og mer reduserende forhold og fullstendig denitrifikasjon til N 2 (denne effekten er usikker) + Netto karbonbinding som følge av høyere grunnvannsnivå og at vegetasjonen ikke høstes og fjernes - Økt utslipp av metan som følge av høyere grunnvannstand Nettoeffekten på klimagassutslippene er usikker. I mangel på sikrere data kan en anta at klimagassbalansen i restaurert myr er null, det vil si at karbonbindingen kan antas å kompensere for økte utslipp av metan. Nettoeffekten kan dermed beregnes som redusert utslipp av CO 2 og N 2 O fra dyrket myr (jfr. punkt 1 over). Utslippet fra dyrket myr i vanlig drift er estimert til å utgjøre 0,6-0,8 tonn C dekar -1 år -1 i gjennomsnitt for årene 1950-1980. Det er sannsynlig at utslippsraten er redusert som følge av mer omsatt torv og høyere mineralinnhold. Et mer sannsynlig utslippstall i dag kan være 0,5 tonn C (ca 1,8 tonn CO 2 ) dekar -1 for myr i vanlig drift. Myr som tas ut av drift må antas å ha utilfredsstillende drenering og en kan derfor regne med at utslippet er lavere på grunn av høyere grunnvannstand, f. eks. 0,3 tonn C og 1,1 tonn CO 2 dekar -1 år -1. Vi har svært få målinger av N 2 O-utslippet fra dyrket myr i Norge. I norske rapporteringer om klimagasser fra landbruket brukes IPCCs utslippsfaktor på 0,8 kg N 2 O-N (1,26 kg N 2 O) dekar -1 år -1 fra dyrket myr som tilsvarer 390 kg CO 2 -ekvivalenter med en oppvarmingsfaktor på 310 for N 2 O. Effekten av restaurering på N 2 O-uslippene er så usikker at vi velger å se bort fra den. Den antatte nettoeffekt av restaurering som tas ut av drift kan antas å være lik utslippet før restaurering, dvs. 0,3 tonn C og 1,1 tonn CO 2 dekar -1 år -1. Restaurering av myr med liten produksjon, men som kan istandsettes ved omfattende drenering, kan være i konflikt med målsettingen om økt matproduksjon og kan derfor innebære behov for økt nydyrking og redusert karbonbinding i skog. Med de forutsetningene som er lagt til grunn med hensyn til effekt av restaurering og skogproduksjon, kan netto klimagasseffekt per dekar av restaurering av myr med liten produksjon beregnes til: Effekt av restaurering 1,1 tonn CO 2 - Redusert klimagasseffekt av skog 0,5 tonn CO 2 = Netto klimagassutslipp 0,6 tonn CO 2 Det antatte potensialet for utslippsreduksjoner ved restaurering av fram til 2020 og 2030 er vist i tabell 1. Tabell 1. Omfang og beregnet utslippsreduksjon av restaurering av myr. Myr som tas ut av drift av Myr med liten produksjon naturlige årsaker Dekar Tonn CO 2 -ekv Dekar Tonn CO 2 -ekv Årlig reduksjon 2020 18 500 20 000 18 500 11 000 Årlig reduksjon 2030 34 000 37 000 34 000 20 000 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010 13

2.5 Andre effekter Restaurering av myr kan også ha gunstig effekt på landskap og biologisk mangfold. For areal som tas ut av drift av naturlige grunner kan den samfunnsmessige nytten fordeles mellom klimagassutslipp på den ene siden og landskap/biologisk mangfold på den andre. For areal som tas ut av drift med lite produksjonstap, kan det tenkes at klimagasseffekten er eneste nytteeffekten, hvis en forutsetter at jordbruksareal i drift har samme verdi som landskap og biologisk mangfold som ei restaurert myr. 2.6 Kostnader og kostnadseffektivitet 2.6.1 Dyrking av mineraljord En stans i nydyrking av myr og restaurering av myr med liten produksjon kan innebære behov for dyrking av tilsvarende areal mineraljord i skog. På grunn av behov for fjerning av stubber og stein, kan dyrkingskostnadene på mineraljord antas å være høyere enn på myr: 2000-4000 kr høyere per dekar enn nydyrking av myr 3000-5000 kr høyere per dekar enn omfattende grøfting av eksisterende dyrket myr 2.6.2 Kostnader til restaurering Forvaltningskostnader Informasjon, planlegging og forvaltning av restaurering av 5000 dekar kan anslås til 1 million kr (et årsverk). Kostnader per dekar kan i så tilfelle settes til 200 kr. Restaurering I en rapport fra Canada er det oppgitt et arbeidsforbruk med maskin til restaurering av tidligere torvuttak på 25 timer hektar -1 (Quinty & Rochefort, 2003). Dette inkluderer også 7,5 timer til spredning av halm og gjødsel som ikke anses som nødvendig for restaurering av dyrket myr i Norge. På grunn av antatt uforutsette arbeidsoppgaver velger vi å bruke samme arbeidsbehov som i Canada, og en timepris (maskin) på 600 kr, som gir en total investeringskostnad på kr 1500 dekar -1. Årlig vedlikehold I tillegg kan det regnes med en årlig kostnad til ettersyn og vedlikehold, som kan anslås til 100 kr dekar -1. Kostnadene beregnes som rente (5 %) av investering + årlige kostnader til vedlikehold og ettersyn: Planlegging: 200 Restaurering: 1500 Sum investeringskostnader: 1700 Rentekostnadene (5 % rente): 85 Årlig ettersyn: 100 Sum årlige kostnader 185 Årlig kostnad beregnes om halvparten av 5 % rente av investeringene + årlig vedlikehold på 100 kr, til sammen 185 kr dekar -1. Effekten er forutsatt å være 1,1 tonn CO 2 dekar -1. Kostnaden per tonn CO 2 vil under disse forutsetningene bli 168 kr. 14 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010

2.6.3 Vederlag til grunneiere For myr med liten produksjon som tas ut av drift må det i tillegg til restaureringskostnadene regnes med en kompensasjon til grunneierne. En standard dekningsbidragskalkyle for grasdyrking på Vestlandet viser følgende nøkkeltall per dekar: Verdi av avling (340 Forenheter á kr 2,28) Variable kostnader (såfrø, gjødsel, utstyr til rundballer, maursyre, ugrasmiddel, drivstoff) Dekningsbidrag (arealtilskudd 378 kr per dekar ikke medregnet) Kapitalverdi av dekningsbidrag (5 % kalkulasjonsrente) 775 kr 589 kr 186 kr 3715 kr Kostnadene til profilering av myr oppgis til å være mellom 3500 og 4000 kr dekar -1, altså i samme størrelsesorden som kapitalverdien av dekningsbidraget. En tradisjonell rørgrøfting antas å koste mer. Dersom grunneieren produserer fôr for salg, vil en profilering neppe være lønnsom når en ser bort fra arealtilskuddet. Men dersom grunneieren driver egen husdyrproduksjon og ikke har mulighet for kjøp av fôr, kan profilering likevel være lønnsomt, så lenge det ikke overskrider kostnadene til nydyrking av annen jord (mineraljord) eller kjøp av jord. Vederlaget for å ta myrareal ut av drift kan antas å øke med de økonomiske konsekvensene for brukerne med å ta arealet ut av drift. Dersom profilering ikke er lønnsomt, kan det tenkes at brukeren ikke vil kreve vederlag. Dersom konsekvensen er inntektstap som følge av redusert husdyrproduksjon, kan brukeren forventes å kreve vederlag som kan være opp til merkostnadene for nydyrking av mineraljord. En kan tenke seg følgende prinsipp for sammenheng mellom gjennomføringsgrad og vederlag per dekar: kr 4 000 kr 3 000 kr 2 000 kr 1 000 kr 0 0 % 25 % 50 % 75 % 100 % Figur 1. Vederlag for å ta arealet ut av drift som funksjon av gjennomføringsgrad 2.7 Kostnadseffektivitet 2.7.1 Stans i nydyrking av myr Netto årlig utslippsreduksjon ved å unngå nydyrking av myr er beregnet til 1,95 tonn CO 2 - ekvivalenter dekar -1 (jfr. kap. 2.4.1). Kostnadene ved tiltaket forutsettes å være merkostnadene ved nydyrking av mineraljord som kan antas å være 3000 kr dekar -1, som gir en årlig rentekostnad på 150 kr ved 5 % rente. Kostnaden per tonn CO 2 ekvivalenter kan beregnes til 150 kr dekar -1 /1,95 tonn CO 2 -ekv. dekar -1 = 61 kr tonn CO 2 -ekv. -1. Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010 15

2.7.2 Restaurering av myr som tas ut av drift av naturgitte årsaker Netto utslippseffekt av restaurering av myr som tas ut av drift av naturlige årsaker er antatt å være 1,1 tonn CO 2 -ekvivalenter dekar -1 (kap. 2.4.2), mens de årlige kostnadene er beregnet til 185 kr (kap. 2.6.2). Kostnaden per tonn CO 2 ekvivalenter kan dermed beregnes til 168 kr. 2.7.3 Restaurering av myr med lite produksjon For myr med lite produksjon som tas ut av drift, antas nettoeffekten å være 0,6 tonn CO 2 dekar -1 år -1 (kap. 2.4.2). Kostnadene i kr kan beregnes til: Investeringer Restaurering (kap.2.6.2) 1700 Vederlag til grunneier (2.6.3) 0-4000 Merkostnader ved nydyrking av mineraljord (kap. 2.6.1) 4000 Sum investeringer 5700-9700 Renter 285-485 Årlig vedlikehold (kap. 2.6.2) 100 Sum årlige kostnader 385-585 Som følge av at vederlaget må antas å variere med gjennomføringsgraden, vil også de totale kostnadene og kostnadseffektiviteten variere. Med de forutsetningene som er gjort om kostnader og effekt, vil kostnadseffekten bli som vist i tabell 2. Tabell 2. Kostnader og klimaeffekt av restaurering av dyrket myr som kan tas av drift med lite produksjonstap. Gjennomføringsgrad, Årlige kostnader, kr per dekar Netto Rentekostnader utslipps- % av potensielt areal Restaurering Vederlag til grunneier Nydyrking av mineraljord Årlig vedlikehold Sum årlige kostnader effekt, tonn CO 2 dekar -1 Kostnader kr tonn -1 CO 2 0-25 % 85 25 200 100 410 0,6 683 25-50 % 85 75 200 100 460 0,6 767 50-75 % 85 125 200 100 510 0,6 850 75-100 % 85 175 200 100 560 0,6 933 I gjennomsnitt kan kostnadene for dette tiltaket antas å være ca 485 kr dekar -1 og ca 800 kr tonn CO 2-1. 2.8 Varighet av tiltaket Varigheten av tiltak på dyrket myr kan tilsvare den tiden arealet ville fortsette å slippe ut CO 2 dersom tiltaket ikke ble gjennomført. Denne tiden kan beregnes som: Totalt mengde C /årlig C-tap. Totalmengde C per dekar kan antas å være ca 100 tonn pr dekar for nydyrket myr og 50 tonn for eksisterende dyrket myr, basert på følgende forutsetninger: Volumvekt av torv: 0,15 kg/liter C-innhold i torv: 45 % m 3 torv per dekar som kan antas å være: o 1500 m 3 (1,5 m torvdybde) for nydyrket myr o 750 m 3 for eksisterende dyrket myr. 16 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010

Årlig C-tap antas å være 0,5-0,6 tonn dekar -1 på relativt nydyrket myr med god drenering og 0,3 tonn dekar -1 på eksisterende dyrket myr med utilfredsstillende drenering. Varigheten av tiltak på dyrket myr vil under disse forutsetningene være minst 100 år. Nedskrivingen av investeringskostnadene vil være vesentlig lavere enn usikkerheten i effektene og kostnadene. 2.9 Virkemidler Mulige virkemidler for få unngå nydyrking av myr kan være Endre forskriften om nydyrking til også å gjelde hensynet til karbontap fra myr, i tillegg til biologisk mangfold, kulturminner og landskapsbildet. Ikke gi arealtilskudd til nydyrket myr Restaurering av dyrket myr anbefales ikke før det er utprøvet ved forskning. Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010 17

3. Skogplanting på marginal jordbruksjord 3.1 Beskrivelse av tiltaket Skog har høyere karbontetthet enn andre økosystemer (Bolin et al., 2000) og skogreising kan utgjøre det største potensialet for karbonbinding på dyrket jord (Vesterdal et al., 2002). Ifølge Janssens et al. (2003) bidrar skogene i Europa til en karbonbinding tilsvarende 7-12 % av de europeiske CO 2 -utslippene. Marginal jordbruksjord som er aktuell for skogplanting kan være: Dyrket myr som tas av produksjon av naturlige årsaker, hvor skogplantinger er et alternativ til restaurering Mineraljord som betraktes som marginal hovedsakelig på grunn av vanskelige terrengforhold Klimaeffekten av skogreising er svært forskjellig for myr og mineraljord. På myr må en ta hensyn til utslipp av CO 2, N 2 O og CH 4 fra jord, i tillegg til CO 2 -binding i biomasse. På mineraljord ventes ikke skogreising å påvirke utslipp av CH 4 og N 2 O eller karboninnholdet i jord i særlig grad, slik at effekten kan måles som økt karbonbinding i biomasse. Skogreising antas å være en mulig strategi for å redusere klimagassutslipp fra dyrket myr, som et alternativ til restaurering. Klimagassdynamikken som følge av skogreising på dyrket myr er lite kjent og vurderinger av nettoeffekten på klimagassbalansen av skog på tidligere dyrket myr er forbundet med stor usikkerhet (Hytönen et al., 2007). Flere faktorer må tas i betraktning, slik som karbonakkumulering i skogbiomasse, endringer i karboninnholdet i jord og endringer i utslipp av andre klimagasser (N 2 O og CH 4 ). Endring fra dyrket mark til skog er en langsom prosess som kan ta 20 til 50 år. Vesterdal et al. (2002) har antydet at skogreising på næringsrik dyrket jord i temperert klima ikke fører til signifikant karbonbinding i jord i løpet av 30 år. Karbonbindingen i skogbiomasse har derfor størst betydning når skogreising skal vurderes som et tiltak for å motvirke økt CO 2 -innhold i atmosfæren. CO 2 Ved hjelp av en meta-analyse som omfattet studier fra flere land, har Guo & Gifford (2002) påvist at skogreising på dyrket jord kan øke det totale karbonlageret med 18 %. Etter skogplanting kan karbonbindingen foregå ved tre ulike mekanismer: Nedbrytingshastigheten av torva reduseres generelt på grunn av endringer i struktur og biologi, redusert luftinnhold, fravær av gjødsel og kalk og lavere jordtemperatur (Hytönen et al., 2007). Dette resulterer i redusert CO 2 -utslipp til atmosfæren (Mäkiranta et al., 2007). Karbonbinding i skogbiomasse Økt karbonlagring i jord som følge av mindre forstyrrelse i jorda (erosjon) Når den totale biomasseproduksjonen er tatt i betraktning, kan skogreising føre til lavere klimagassutslipp fra dyrket myr (Maljanen et al., 2001, Mäkiranta et al., 2007). Den akkumulerte karbonmengden i den voksende skogbestanden er derfor den viktigste faktoren for klimaeffekten av skogreising på myr og kan bidra til vesentlige endringer i CO 2 -balansen. I produktiv skog med stort over- og underjordisk strøfall sirkuleres en stor mengde karbon, som er en forutsetning for en effektiv karbonbinding (Jandl et al., 2007). Bestandsalder og skogskjøtsel kan også ha stor betydning for økningen av karbonlageret i jord (Guo & Gifford, 2002, Jandl et al., 2007). Lohila et al. (2007) har rapportert resultater fra målinger ved bruk av eddy covarians-metoden som viste at et 30 år gammelt furubestand bare var en 18 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010

liten CO 2 -kilde, det vil si at den karbonmengden som ble bundet i biomasse var nesten like stor som det som ble frigitt via jordrespirasjonen. Karbonbindingen i jord skjer langsommere enn akkumuleringen av karbon i overjordisk biomasse, og det kan ta flere 10-år før det kan skje en netto økning i tidligere dyrket jord (Jandl et al. 2007). Skogbunnen akkumulerer karbon raskt, men mesteparten foreligger i en labil form med kort oppholdstid (Jandl et al., 2007). Vesterdal et al. (2002) har rapportert at karbonbindingen i skogbunnen i Danmark bare kan påvises i bestand som er eldre enn 8 år. Skogbunnen i eikebestand har bundet ca 2 tonn C ha -1 i løpet av 30 år, mens skogbunnen i granbestand har bundet 9 tonn C. Treslag og type planterester som tilbakeføres til skogbunnen har derfor stor betydning for karbonbindingen (Vesterdahl et al. 2002). Mer kunnskap om karbonbindingspotensialet for ulike jordtyper er nødvendig for å kunne estimere endringer i karbonlager som følge av skogreising (Vesterdal et al. 2002). N 2 O og CH 4 Det har vist seg at skogreising på dyrket myr ikke har ført til at utslippet av N 2 O har opphørt etter 20 år, men at det har fortsatt på et relativt høyt nivå (Hytänen et al., 2007, Maljanen et al., 2001). Utslippet kan til og med bli høyere enn fra dyrket myr (Mäkiranta et al. 2007). Det er heller ikke observert noen nedgang i N 2 O-utslippet med alderen av skogen. Dette indikerer at nedbrytingen av torva og frigjøring av CO 2 og N fortsetter. Faktorene som kontrollerer N 2 O-utslippene er komplekse og det er derfor vanskelig å forutsi omfanget av mulige N 2 O-utslipp. Variasjonene i N 2 O-utslipp mellom forskjellige lokaliteter kan være store og er hovedsakelig påvirket av klimatiske forhold (Weslien et al. 2009). Weslien et al. (2009) fant større forskjeller i N 2 O-utslipp som følge av stor romlig variabilitet i ph på samme lokalitet: jord med ph 5,7 hadde et utslipp på 7,0 kg N 2 O-N ha -1 år -1, mens jord med ph 3,7 hadde et utslipp på ca 33,5 kg N 2 O-N ha -1 år -1. Det har vært rapportert at skogreising kan føre til økt CH 4 -utslipp i noen år. Dette kan skyldes ødeleggelse av grøftenett og redusert luftinnhold i jorda etter skogreisingen (Mäkiranta et al., 2007). Selv om skogbestand i god vekst og stort volum hovedsakelig bidrar til forbruk av CH 4, konkluderte Minkkinen et al. (2007) at drenert myr i Finland vanligvis fortsatt bidro til CH 4 -utslipp, hovedsakelig når utslippene fra grøfter var medregnet. Mäkiranta fant imidlertid at på 10 av 11 lokaliteter med skogreist dyrket myr var det et svakt forbruk av CH 4. Oppbyggingen av et stabilt karbonlager krever tid. Optimal skogbehandling med sikte på karbonbinding bør ha som mål å sikre høy produktivitet av skogen og unngå forstyrrelse av jordmonnet så langt det er mulig (Jandl et al., 2007). Weslien et al. (2009) anbefaler ikke skogreising som et tiltak for å redusere klimagassutslippene fra fruktbar og veldrenert organisk jord med lav ph, selv om det kan redusere nettoutslippet av CO 2 på grunn av større CO 2 -binding i skogbiomassen sammenlignet med jordbruksvekster. 3.2 Mulig omfang 3.2.1 Dyrket myr som tas ut av drift Arealer av dyrket myr som er tatt ut av drift av naturlige årsaker anslått til å utgjøre: Ca 18 500 dekar i perioden 2010-2020 Ca 15 500 dekar i perioden 2021-2030 Myr har svært variabel kvalitet som skogreisingsmark. På grunn av gjødsling og kalking må tidligere dyrket myr antas å ha større tilvekst for skog enn grøftet udyrket myr. En del dyrket myr langs kysten må likevel antas å være uegnet for skogplanting på grunn av for Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010 19

sterk vind. Det foreligger ikke beregninger over hvor stor del av myrarealet som tas ut av drift som kan være egnet for skogproduksjon. En vil inntil videre anta at om lag halvparten av det myrarealet som tas ut av drift kan være egnet for skogplanting, det vil si: Ca 9000 dekar i perioden 2010-2020 Ca 8000 dekar i perioden 2021-2030 Referansebanen for dyrket myr som er tatt ut av drift av naturlige årsaker, som er alternativet til restaurering, er at arealet overlates til seg selv. Myr som er aktuell for skogplanting må antas å gå over til skog ved naturlig gjengroing, hvor produksjonen antas å være minst halvparten av produksjonen av skog som er plantet med optimalt treslag. 3.2.2 Marginal mineraljord I følge statistikk fra landbruks- og matdepartementet ble ca 26 400 dekar jordbruksareal plantet med skog i årene 1975 til 1992. Et antar et dette arealet i overveiende grad er mineraljord med ugunstig terreng (helling og arrondering). Hvis denne utviklingen fortsetter, kan en regne med at skogplanting på marginal dyrket mineraljord utgjør et areal på om lag 1400 dekar per år. 3.3 Potensial for utslippsreduksjoner Gjennomsnittlig årlig tilvekst av stammevirke i norske skoger er 0,34 m 3 dekar -1. En regner med at en m 3 stammetrevirke binder totalt 1,7-1,8 tonn CO 2. En kan derfor anta at den gjennomsnittlig årlige karbonbinding i biomasse i skog i Norge kan settes til ca 160 kg C (ca 600 kg CO 2 ) per dekar. På tidligere dyrket myr i gode klimatiske områder og med velfungerende drenering kan en vente større tilvekst. En må imidlertid forutsette at myr som er tatt ut av produksjon normalt ikke har tilfredsstillende dreneringssystem. Likevel kan en gå ut fra at skog kan vokse relativt sett bedre enn jordbruksvekster på slike arealer på grunn av større fordampning og forbruk av vann. Inntil videre kan en anta at karbonbindingen i skog på myr tatt ut av drift er det samme som gjennomsnittet for landet, det vil si ca 600 kg CO 2 dekar -1 i gjennomsnitt per år i et 50-års perspektiv. Utslippet av N 2 O fra myr har vist seg å være like stor etter skogreising som i dyrket tilstand, mens CH 4 -utslippene må antas å være ubetydelige i begge tilfellene. De potensielle klimagasseffektene av skogplanting på av myr kan derfor beregnes som summen av redusert utslipp av CO 2 fra drenert myr og økt karbonbinding i skogbiomasse. Redusert utslipp av CO 2 fra drenert myr er lik differansen mellom CO 2 -utlippene før og etter skogplanting. Nettoeffekten av skogplanting på myr kan derfor uttrykkes slik: Utslipp av CO 2 fra dyrket myr før skogplanting - Utslipp av CO 2 fra dyrket myr etter skogplanting + Økt karbonbinding i skogbiomasse Undersøkelsen til Lohila et al. (2007) tyder på at CO 2 -tapet fra nedbryting av torv etter skogplanting er minst like stor som CO 2 -bindingen i biomasse i skog. I så fall er nettoeffekten lik eller mindre enn CO 2 -utslippet i dyrket myr før skogplanting, som kan antas å være 300 kg C (1100 kg CO 2 ) dekar -1 år -1. Vi velger å bruke 1000 kg CO 2 som et foreløpig estimat for netto klimaeffekt av skogreising på myr. I forhold til referansebanen, som er naturlig gjengroing, kan effekten antas å være minst 0,5 tonn CO 2. Det totale potensialet for utslippsreduksjoner fram til 2020 og 2030 kan beregnes til: Årlig reduksjon 2020 (9 000 dekar) Årlig reduksjon 2030 (17 000 dekar) 5 000 Tonn CO 2 -ekv. 9 000 Tonn CO 2 -ekv. 20 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010

På tidligere dyrket mineraljord må en anta at skogveksten er større enn gjennomsnittet for skogareal. 30 år etter skogreising med eik og gran på dyrket jord har Vesterdal et al. (2002) målt en øking i karbonlagret i økosystemet, inklusiv jord og biomasse, på henholdsvis 65 og 100 tonn C ha -1, som tilsvarer 240 tonn CO 2 for eik og 365 tonn CO 2 for gran. I gjennomsnitt per hektar og år vil dette tilsvare 8 tonn CO 2 for eik og 12 tonn CO 2 for gran. I Norge kan en anta en gjennomsnittlig bonitet på G17, som gir en årlig tilvekst på 0,5 m 3 stammetrevirke. Skogplanting på marginal dyrket jord på mineraljord antas å gi en CO 2 -binding på 850 kg dekar -1 år -1 i et 50-årsperspektiv. 3.4 Andre effekter Myr som er tatt ut av drift kan tenkes fortsatt å være kilde for avrenning av N og P. Planting av skog kan tenkes å redusere avrenningen som følge av næringsopptaket i biomassen. Opptaket av N og P kan estimeres fra tilvekst av biomasse og andel N og P i biomasse. En tilvekst på 0,34 m 3 trevirke dekar -1 antas å tilsvare 0,150 kg trevirke og 300 kg biomasse totalt. Forutsatt et askeinnhold på 3 % og 1 % P av asken, kan P-opptaket beregnes til ca 0,1 kg dekar -1. N-opptaket kan antas å være ca 1 kg dekar -1 år -1. Redusert avrenning må antas å være noe mindre enn opptaket, kanskje 50 %. 3.5 Kostnader og kostnadseffektivitet Gjennomsnittlige kostnader for skogplanting var i 2008 kr 757 kr dekar -1 ifølge statistikk fra SLF. Kostnadene varierte mellom fylkene fra ca 350 kr til ca 1500 kr dekar -1. En har forutsatt at det ikke er nødvendig med ny grøfting på myr, selv om grøftesystemet ikke er tilfredsstillende for jordbruksdrift. Årlige kostnader per dekar beregnes som 5 % rente av 757 kr, det vil si 38 kr dekar -1. Det er ikke tatt hensyn kostnadene til framtidig skogskjøtseltiltak og til salgsverdien av det framtidige trevirke. Klimaeffekten av skogplanting på myr er antatt å være minst 0,5 tonn CO 2 år -1. Kostnaden kan under disse forutsetningene beregnes til ca 80 kr per tonn CO 2, som er betydelig lavere enn av restaurering av myr. Skogplanting kan derfor foretrekkes framfor restaurering dersom tilveksten av skog er tilfredsstillende. Klimaeffekten av skogplanting på mineraljord kan settes lik CO 2 -binding i biomasse som kan antas å være 0,85 tonn CO 2 dekar -1 år -1 i gjennomsnitt for tidligere dyrket mark. Kostnaden kan under disse forutsetningene beregnes til 45 kr per tonn CO 2. Dersom skogplanting på marginal dyrket jord fører til nydyrking av et tilsvarende areal med skog, vil tiltaket ikke gi noen utslippsreduksjon i det hele tatt. Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010 21

4. Binding av karbon i eng 4.1 Generelt Eng og beite er de driftsformene som gir størst karbonbinding i jord ved tradisjonelle dyrkingsmetoder. Dette skyldes stor rotmasse, lang periode for fotosyntese og dannelse av aggregater i jorda som beskytter det organiske materiale mot nedbryting. Åkerdyrking og jordarbeiding innebærer lange perioder uten fotosyntese og fører til ødeleggelse av aggregater, erosjon, mer luft i jorda og raskere nedbryting av organisk materiale. Vi har ikke data i Norge som viser om det fortsatt skjer noen generell karbonbinding i langvarig eller permanent eng og beite. Gjennomsnittlig karboninnhold i eng på mineraljord i Norge er ca 20 tonn karbon per dekar. Denne karbonmengden er bygd opp i løpet av ca 10 tusen år. Gjennomsnittlig karbonbinding per år for hele perioden er ca 2 kg per dekar. Karbonbinding i jord er imidlertid ikke lineær. Under ellers like forhold må en anta at årlig karbonbinding var størst i begynnelsen, da innholdet var lavt, at årlig binding avtar og blir null når det er oppnådd likevekt mellom tilførsel og nedbrytning (se figur 2). En anser det derfor ikke som sannsynlig at det skjer noen betydelig karbonbinding i jord i Norge som har vært brukt til eng eller beite over lang tid. Økt tilførsel av nitrogen gjennom gjødsel eller nedbør samt høyere innhold av CO 2 i luften kan tenkes å ha ført til perioder med fortsatt karbonbinding. Resultater fra markinventering i Sverige kan tyde på en årlig karbonbinding i jord i beitemark på 2-7 kg per dekar. Antall år Figur 2. Prinsipp for utvikling av C-innhold i grasmark Sannsynligheten for karbonbinding i grasmark er størst på relativt nylig dyrket mineraljord, spesielt jord som i utgangspunktet hadde lavt karboninnhold, og som har fått økt produksjon av organisk materiale som følge av gjødsling. En kan også vente økt karbonbinding på ved overgang til gras på jord med lavt karboninnhold som følge av langvarig ensidig åkerdyrking eller bakkeplanering, hvor en del av karbonet er gravd ned til dypere lag. Klimaeffekten av karbonlagringen vil imidlertid som regel bli oppveid av økte utslipp av metan og lystgass fra husdyrproduksjonen. En omlegging fra åker til gras kan derfor bare anbefales på jord med svært lavt karboninnhold og avlingsnivå, eller på svært erosjonsutsatt jord i sårbare vassdrag. 4.2 Variasjon mellom planter Planteforedling har til nå hovedsakelig hatt som mål å utvikle nye sorter med større avlingspotensial, bedre kvalitet og resistens mot sykdommer. Potensial for karbonbinding i 22 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010

jord har ikke vært noe mål i seg selv, men karbonbindingen må under ellers like forhold antas å være proporsjonal med netto fotosyntese. Det må antas å være betydelig variasjon mellom ulike planteslag og sorter med hensyn til potensial for karbonbinding i jord. Dette skyldes variasjon i: Avlingspotensial, det vil total netto karbonbinding gjennom fotosyntesen Rot-toppforhold kan virke på to ulike måter: o Med unntak av rotvekster blir ikke røtter fjernet ved avling, men blir igjen i jorda etter høsting o Det organiske karbonet i røtter har vist seg å være mer motstandsdyktig mot nedbryting, det vil si at det har lengre oppholdstid i jord, enn overjordiske plantedeler Rotdybde - dype røtter (som ved f. eks. kløver og bladfaks) må antas å være mer beskyttet med nedbryting på grunn av lavere oksygentilgang i jorda Kjemisk sammensetning (molekylstrukturer) av det organiske materialet har sammenheng med motstandsdyktighet mot nedbryting 4.3 Alder og hyppighet for pløying/fornying av eng Karbonbindingen i eng må antas å være størst de første årene etter gjenleggingen, på grunn av stort innslag av høytproduserende grasarter. Når enga blir eldre går en del av de høytproduserende artene ut og erstattes med mindre produktive arter. Karbonbindingen må derfor antas å avta med alderen av enga. Fornying av eng skjer vanligvis etter pløying og annen jordarbeiding, ofte i omløp med åkervekster. Den økte produksjonen av og karbonbindingen som følge av fornyingen blir langt på vei oppveid med et tap av karbon i perioden med åkervekst. For å optimalisere karbonbindingen i eng bør derfor fornyingen skje ved direkte såing av frø, uten jordarbeiding. Et vekstskifte med åkervekster og eng antas å være i omtrent karbonbalanse. Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010 23

5. Karbonlagring i biokull i åkerjord 5.1 Beskrivelse av tiltaket Biokull er forkullede rester av biomasse, f. eks. halm, trevirke og skogsavfall, har høyt karboninnhold og består hovedsakelig av aromatiske forbindelser (figur 3). Karbonet i biokull er svært motstandsdyktig mot nedbryting. Ved produksjon av biokull brytes det naturlige karbonkretsløpet, slik at karbon bundet gjennom fotosyntesen ikke brytes ned og går tilbake til atmosfæren, men kan lagres i jord i flere tusen år. Biokull kan dannes ved naturlige skogbranner eller ved pyrolyse, som innebærer oppvarming til 500-600 grader ved lav oksygentilgang (Lehmann & Joseph, 2009). Ved pyrolyse dannes det tre hovedtyper av produkter (Lehman 2007): Biokull som kan inneholde opp til ca 50 % av karbonet i opprinnelig biomasse. Olje som kan inneholde ca 30 % av karbonet i opprinnelig biomasse. Ca halvparten av oljen kan foredles til biodrivstoff og erstatte fossilt drivstoff, mens den andre halvparten kan anvendes til brensel eller andre formål. Gasser som betegnes som syngasser og består av flyktige, ikke kondenserbare gasser (f. eks. CO 2, CO og CH 4 ) og som kan utgjøre ca 20 % av karbonet i opprinnelig biomasse. Syngassen forbrennes som regel direkte og overskuddsvarmen brukes for å opprettholde temperaturen og til å drive pyrolyseprosessen. Dersom overskuddsvarmen gjenvinnes i en varmesentral kan den erstatte annen energi, f. eks. bioenergi. Produksjon av biokull kan foregå ved ulike typer løsninger. Blant de mest aktuelle er: Stasjonære kullmiler som har vært i drift i lang tid til produksjon av grillkull vil trolig kreve relativt små investeringskostnader, men en vil ikke få ut olje ved denne metoden. Kapasiteten er oppgitt til 7 m 3 ved (2,8 tonn) per mile og produksjonstiden 48 timer, som tilsvarer 1,4 tonn biomasse (ved per mile og døgn). En person antas å kunne betjene tre miler samtidig. Mobile pyrolyseanlegg brukes i forsøksanlegg i Sverige. Hovedfordelen er at transporten av råmateriale og biokull kan reduseres. Pris er ikke oppgitt. Mikrobølgeanlegg er bl. a. bruk ved UMB. Det skal startes en pilotfabrikk for biokull og olje i Notodden med planlagt oppstart høsten 2010. Kapasiteten er oppgitt til 15-20 000 tonn biomasse per år. Bruk av biokull i jordbruksjord har fått stor internasjonal interesse de senere år. Karbonet i biokull er motstandsdyktig mot biologisk nedbryting og kan lagres i jord i flere tusen år (Preston & Schmidt, 2006). På grunn av den høye stabiliteten kan produksjon av biokull betraktes som karbon-negativ, siden den bryter syklusen hvor nedbryting av plantemateriale fører til utslipp av CO 2 som er bundet gjennom plantevekst. Resultatet blir et forbruk av atmosfærisk CO 2. Det har vært antydet at produksjon av biokull kan bidra til å fjerne opp til 4 Gt atmosfærisk karbon per år, som er omtrent like mye som utslippet fra forbrenning av fossilt karbon (Mathews, 2008). IBI (The International Biochar Initiative) arbeider nå med sikte på å få aksept for biokull som et effektivt redskap for å motvirke klimaendringer og å få det innarbeidet i den neste Kyoto-avtalen. Disse initiativene blir støttet av flere land og biokull har blitt tatt med i utkastet til tekst for UNFCCC-møtet i København i desember. Utslippseffekten av biokull kan beregnes som summen av lagringseffekten av karbon i biokull (ca 50 % av karbon i opprinnelig biomasse) og substitusjonseffekten av energien i oljen. Den delen av oljen som brukes om drivstoff (15 % av opprinnelig karbon i biomassen) 24 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010

kan antas å erstatte tilsvarende mengde fossil olje. Klimaeffekten av den oljen som ikke brukes til drivstoff antas å være noe mindre, siden den ikke fullt ut kan antas å erstatte fossilt karbon. Den samlede utslippseffekten kan antas å være mellom 65 og 80 % av karboninnholdet i opprinnelig biomasse. De mest aktuelle råstoffene til produksjon av biokull i Norge antas å være halm, kornavrens, ved og skogsavfall. Et alternativ til produksjon av biokull kan være direkte forbrenning som gir større energiutbytte, men bare som brensel til oppvarming. Energikonsentrasjonen i biokull kan antas være lavere enn i opprinnelig biomasse på grunn av tap av olje og syngasser. En kan derfor anta at biokull, som innholder 50 % av C- innholdet, bare inneholder 40 % av energiinnholdet i den opprinnelige biomasse. Flere forskningsprosjekter er under oppstarting i Norge om produksjon og bruk av biokull. Bioforsk er engasjert i flere prosjekter og vil studere både lagringstiden og effekt på jordkvalitet. En alternativ behandlingsmåte for halm er nedmolding i jorda, som fører til at halmen brytes ned og gir marginal effekt på karbonbindingen sammenlignet med biokull. Figur 3. Struktur av biokull (ca 400 ganger forstørret) 5.2 Mulig omfang I Sør-Amerika er det påvist høyproduktiv jord med karboninnhold i form av biokull på opp til 9 % (Glaser et al., 2001). Innholdet er trolig et resultat av gjentatte tilførsler av biokull (Peterson et al., 2001). En del av karbonet i slik jord er funnet å være flere tusen år gammelt (Neves et al., 2003). Det teoretiske potensialet for lagring av biokull i de øverste 20 cm av dyrket jord i Norge, basert på 9 % C, kan estimeres til ca 20 tonn per dekar og 200 millioner tonn totalt, som er omtrent det samme som hele karbonmengden i den øverste meteren av dyrket jord i Norge. Til sammenligning er årlig karbonbinding gjennom Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010 25

fotosyntesen i jordbruk og skogbruk totalt ca 15 tonn C. Det vil derfor trolig være tilgangen på biokull, og ikke jordas lagringskapasitet, som begrenser bruken av biokull. Kornareal og beregnet potensial for biokull fra halm i Norge er: Kornareal Total mengde halm per år (0,4 tonn per dekar) Total mengde halm etter 25 % svinn Totalt C-innhold i 930 000 tonn halm (44 %) Totalt C-innhold i biokull fra 930 000 tonn halm (50 %) 3 100 000 dekar 1 240 000 tonn 930 000 tonn 409 200 tonn 204 600 tonn Potensialet for biokull fra ved og skogsavfall i Norge må antas å være større enn for halm. Men ved og skogsavfall må også antas å ha større alternativ verdi som energikilde som følge av høyere energiinnhold og lavere askeinnhold. Produksjon av biokull kan også være i konkurranse med fremtidig produksjon av 2. generasjons biodrivstoff. I noen tilfeller kan ved og skogsavfall ha høyt tungemetallinnhold og derfor være mindre egnet for spredning i større mengder på jordbruksjord. En kan inntil videre anta at det realistiske potensialet for biokull av ved og skogsavfall er av omtrent samme størrelsesorden som for biokull av halm. Halm brukes i svært liten grad som energikilde i Norge i dag. Ved og skogsavfall utnyttes heller ikke fullt ut. Referansebanen kan betraktes som et null-utslipp, det vil si at det karbonet som er bundet gjennom fotosyntesen brytes ned og slippes ut igjen til atmosfæren. 5.3 Potensial for utslippsreduksjon Karboninnhold og utslippseffekter av ulike pyrolyseprodukter av halm og skogsavfall er vist i tabell 3 og 4. Tabell 3. Karboninnhold av ulike pyrolyseprodukter fra halm skogsavfall (per tonn tørr biomasse). Halm Ved og skogsavfall kg C totalt 440 500 Kg C i biokull 220 250 Kg C-innhold i olje brukt som drivstoff 66 75 Kg C-innhold i annen olje 66 75 Kg C innhold i syngasser 88 100 Tabell 4. Utslippseffekter av pyrolyseprodukter fra halm og skogsavfall (CO 2 per tonn tørr biomasse). Halm Ved og skogsavfall Lagringseffekt av biokull 807 917 Substitusjonseffekt av olje som drivstoff 242 275 Substitusjonseffekt av annen olje (50 %) 121 137 Sum utslippseffekt 1170 1329 Dersom en bare tar hensyn til lagringseffekten av biokull, vil den antatte tilgjengelige halmmengden på 930 000 tonn brukes gi en total utslippseffekt på ca 750 000 tonn CO 2. Dersom en omtrent like stor mengde vedavfall (1 millioner tonn) brukes til biokullproduksjon, kan det gi en total utslippseffekt på ca 850 000 tonn CO 2. 26 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010

5.4 Energiinnhold i biomasse og pyrolyseolje Halm og skogsavfall som uforedlet bioenergi kan bare brukes til oppvarming. I de tilfellene energien erstatter fossil fyringsolje, vil substitusjonseffekten bli som vist i tabell 5. Tabell 5. Energiinnhold og utslippseffekt av halm og skogsavfall som biobrensel, ved erstatning av fossil fyringsolje (per tonn tørr biomasse). Ved og Halm skogsavfall Energiinnhold MWh 4,0 4,7 Mengde olje med samme energiinnhold (11,4 MWh/tonn olje) 334 390 C-innhold i olje med samme energiinnhold (85 %) 284 331 Substitusjonseffekt=CO 2 -utslipp fra olje med samme energiinnhold 1041 1215 Produksjon av biokull fører til at energien i syngassene og selve biokullet ikke utnyttes. Energien i pyrolyseoljen er beregnet til ca 45 % av den opprinnelige energien i biomassen. Dette innebærer at pyrolyse og lagring av karbon i biokull fører til et energitap på ca 55 % sammenlignet med direkte forbrenning av biomassen (tabell 6). Tabell 6. Energiinnhold i halm og skogsavfall og energitap ved produksjon av biokull (per tonn tørr biomasse). Halm Ved og skogsavfall Energiinnhold i opprinnelig biomasse, MWh 4,0 4,7 C-mengde i pyrolyseolje 132 150 Mengde pyrolyseolje (85 % C) 155 176 Energiinnhold MWh i pyrolyseolje (12 MWh per tonn olje) 1,9 2,1 Energitap (opprinnelig biomasse pyrolyseolje) MWh 2,1 2,6 Energiutnyttelse (energi i pyrolyseolje i prosent av oppr. biomasse) 46 % 45 % Energitap 54 % 55 % Det totale energiinnholdet i tigjengelig halm og tilsvarende mengde skogsavfall og energitapet ved pyrolyse og produksjon av biokull er vist i tabell 7. Tabell 7. Total energiinnhold og energitap ved pyrolyse av 930 000 tonn biomasse. Halm Ved og skogsavfall Energiinnhold TWh 3,7 4,3 Energiinnhold i pyrolyseolje TWh 1,7 2,0 Energitap (opprinnelig biomasse pyrolyseolje) GJ 2,0 2,3 5.5 Energiforbruk ved produksjon av biokull Energibehovet til halmpressing kan settes til 1-5-2,5 l diesel per dekar og som gjennomsnitt 2 liter. Ved en netto halmavling på 0,3 tonn per dekar blir forbruket ca 7 liter per tonn. Energibehovet til transport vil avhenge av transportavstand fra råstoffleverandør til pyrolyseanlegg. Hvis en forutsetter gjennomsnittlig kjørelengde på 30 km, lastekapasitet på 20 tonn per lass og et drivstofforbruk på 4 liter diesel per mil, kan drivstofforbruket anslås til 6 liter drivstoff per tonn. Energibehovet til transport av biokull kan anslås til det halve, 3 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010 27

liter drivstoff per tonn biomasse. Total drivstoffbehov per tonn vil under disse forutsetningene bli 9 liter, med et energiinnhold på ca 90 KWh. Totalt drivstofforbruk til innsamling og transport kan settes til 16 liter per tonn, med et energiinnhold på 160 KWh (0,16 MWh). En kan forutsette at drivstofforbruket til innsamling og transport er det samme for biokull som ved alternativ energiproduksjon av biomasse. Netto energiutbytte ved produksjon av pyrolyseolje er vist i tabell 8. Tabell 8. Netto energiutbytte ved produksjon av pyrolyseolje av halm og skogsavfall, MWh per tonn tørr biomasse. Halm Ved og skogsavfall Energiinnhold i pyrolyseolje 1,86 2,11 Energi til innsamling og transport 0,16 0,16 Netto energi i pyrolyseolje 1,70 1,95 Netto utslippseffekt av biokull kan beregnes som differansen mellom klimaeffekten av biokull og klimaeffekten av forbrenning. Utslippseffekten av forbrenning er avhengig av i hvilken grad det fører til erstatning av fossil olje. Hvis en forutsettes at en har nok tilgang på bioenergi til å fase ut bruk av fyringsolje, kan en anta at produksjon av biokull skjer på bekostning av andre generasjons biodrivstoff, hvor anslagsvis 50 % av energien i biomassen kan gjenvinnes som drivstoffet som kan erstatte fossilt karbon. Beregnet nettoutslipp under disse forutsetningene er vist i tabell 9. Tabell 9. Netto utslippseffekt ved produksjon av biokull (kg CO 2 per tonn tørr biomasse) Halm Ved og skogsavfall Totalt utslippseffekt av biokull 1169 1329 Utslippseffekt av alternativ bruk av biomasse 521 607 Netto utslippseffekt av biokull 648 722 Total utslippseffekt av biokull fra 930 000 tonn halm vil bli 0,6 millioner tonn CO 2 og 0,67 millioner tonn CO 2 fra like mye ved og skogsavfall. 5.6 Andre effekter Biokull antas å ha virkning som jordforbedringsmiddel og føre til høyere jordtemperatur, sterkere binding av plantenæringsstoffer, immobilisering av plantevernmidler, økt vannlagringsevne, bedre jordstruktur og redusert jorderosjon. Virkningen som jordforbedringsmiddel skyldes spesifikke kjemiske og fysiske egenskaper som stor spesifikk overflate og høy ladningstetthet. Som følge av disse virkningene kan den også antas å ha positiv effekt på avling. Men det foreligger så langt ingen resultater fra Norge som kan bekrefte disse antakelsene. 5.7 Kostnader Kostnader ved av biokull kan fordeles på følgende poster: Alternativ verdi av biomasse Innsamling og transport av biomasse Pyrolyse, inkl. preparering, tørking og lagring Transport og spredning av biokull 28 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010

Teknologien for produksjon av biokull er ikke kommersiell, og en har derfor ikke noe sikkert grunnlag for å anslå kostnadene. I Norge har Olje og energidepartementet operert med kostnader til innhøsting og transport av halm og vedavfall til henholdsvis 17 og <5 øre per kwh. Dette vil tilsvare 680 kr per tonn halm og 230 kr per tonn vedavfall. I USA er pyrolysekostnadene anslått til mellom 40 og 50 $ per tonn biomasse om tilsvarer ca 300 norske kroner. Den type produksjonsanlegg som er planlagt i Notodden er oppgitt å ha en pris på ca 20 millioner kr og en kapasitet på 15-20 000 tonn råstoff per år (17 500 tonn i gjennomsnitt). Investeringskostnader vil i under disse forutsetningene bli 1143 kr per tonn årlig biomasse. Med en avskrivingstid på 10 år og 5 % rente vil de årlige kapitalkostnadene bli 171 kr per tonn biomasse. I de følgende beregningene vil en gå ut fra pyrolysekostnader på 300 kr per tonn biomasse, som kan fordeles på 171 kr i kapitalkostnader og 129 kr som driftskostnader. De samlede kostnadene er vist i tabell 10. Tabell 10. Kostnader til produksjon av biokull av halm og skogsavfall, per tonn tørr biomasse. Ved og Halm skogsavfall Investeringer ved fabrikk, kr 1143 1143 1. Kapitalkostnader ved fabrikk, kr per år 171 171 2. Driftskostnader ved fabrikk, kr per år 129 129 3. Innsamling av råmateriale, kr per år 700 250 4. Andre kostnader, kr per år 500 500 Sum driftskostnader (2+3+4), kr per år 1329 879 Kapital- + driftskostnader (1+2+3+4), kr per år 1500 1050 Inntekter av pyrolyseolje (råoljepris 400 kr per fat) 460 522 Netto driftskostnad (drift-inntekt), kr per år 869 359 Totalkostnader, kr per år 1040 528 En har forutsatt at biomassen ikke har noen alternativ nytteverdi og har ikke verdsatt eventuell nytte som jordforbedringsmiddel. Spredning og nedmolding av biokull i jorda forutsettes å kunne utføres med vanlige jordbruksredskaper (gjødsel/kalkspreder, plog og harv). Bøndene må antas å foreta spredningen uten vederlag. 5.8 Kostnadseffektivitet Nytteverdi av biokull kan fordeles på følgende poster: Karbonlagringseffekt av CO 2 biokull verdi Salgsverdi av pyrolyseolje som energikilde Substitusjonseffekt av pyrolyseolje, målt i CO 2 -mengde Verdi av biokull som jordforbedringsmiddel (ikke tatt med i beregningene) Kostnadseffektiviteten av pyrolyse er beregnet ved 3 alternative måter: Alternativ 1. Fast pris på olje, resultatet blir kostnader for tiltaket karbonbinding i jord i biokull. Alternativ 2. Fast pris på klimaeffekt på biokull, resultatet blir energiprisen på olje Alternativ 3. Kostnader per tonn CO 2 -reduksjon totalt. Beregninger av kostnadseffektivitet ved disse metodene er vis tabell 11, 12 og 13. Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010 29

Tabell 11. Beregning av kostnadseffektivitet av pyrolyse basert på fast pris på olje. Halm Skogsavfall Enhet Produksjonskostnader 1500 1050 kr per tonn biomasse -Salgsverdi pyrolyseolje 460 522 kr per tonn biomasse =Netto kostnader 1040 528 kr per tonn biomasse Lagringseffekt av biokull 807 917 kg CO 2 per tonn biomasse Kostnader per tonn CO 2 lagret i biokull 1290 576 kr per tonn CO 2 Salgsverdien av pyrolyseolje er beregnet ut fra en råoljepris på 400 kr per fat. Dersom en tar hensyn til substitusjonseffekten av pyrolyseolje, som kan beregnes ut fra en kvotepris på 40 Euro (338 kr) per tonn CO 2, vil prisen til 1087 og 373 kr per tonn CO 2 for henholdsvis halm og skogsavfall. Tabell 12. Beregning av kostnadseffektivitet av pyrolyse basert på fast pris på klimaeffekt på biokull. Halm Skogsavfall Enhet Produksjonskostnader 1500 1050 kr per tonn biomasse -Verdi av klimaeffekt biokull 272 309 kr per tonn biomasse =Netto kostnader 1228 741 kr per tonn biomasse Netto kostnader per kg pyrolyseolje 8 4 Kr per kg pyrolyseolje Netto kostnader per liter pyrolyseolje 6,72 3,57 Kr per liter pyrolyseolje Energiinnhold i olje (12 KWh per kg olje) 1859 2113 KWh per tonn biomasse Energipris olje 0,66 0,35 kr/kwh Klimaeffekten av biokull er beregnet ut fra kvoteprisen på CO 2 (40 Euro og 338 kr per tonn CO 2 ). Dersom en ser bort fra karbonlagringseffekten av biokull, blir energiprisen for pyrolyseoljen kr 0,81 for halm og kr 0,51 for skogsavfall. Tabell 13. Beregning av kostnadseffektivitet av pyrolyse basert på summen av lagringseffekten av biokull og substitusjonseffekten av pyrolyseolje. Halm Skogsavfall Enhet Produksjonskostnader 1500 1050 kr per tonn biomasse -Markedspris råolje 460 522 kr per tonn biomasse =Netto kostnader 1040 528 kr per tonn biomasse Lagringseffekt av biokull 807 917 Kg CO 2 per tonn biomasse +Substitusjonseffekt av pyrolyseolje 363 412 Kg CO 2 per tonn biomasse =Sum utslippseduksjon 1169 1329 Kg CO 2 per tonn biomasse Kostnader per tonn 890 397 kr per tonn CO 2 30 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010

6. Referanser Bolin., B., Sukumar, R., Ciais, P., Cramer, W., Jarvis, P., Khesgi, H., Nobre, C, Semonov, S. And Steffen, W. (2000) Global perspective. In: Watson, R., Noble, I., Bolin, B., Ravindranath, N., D.J., V., and D. Dokken (Eds.). Land Use, Land Use Change, and Forestry. Cambridge University Press, Cambridge, pp. 23-52. Cole, V. Cerri, C., Minami, K., Mosier, A., Rosenberg, N.J., and D. Sauerbeck (1996) Agricultural options for mitigation of greenhouse gas emissions. In: Watson, R.T., Zinyowera, M.C., Moss, R.H. (Eds.), Climate Change 1995 Impacts, Adaptations and Mitigation of Climate Change: Scientific-Technical Analyses. Contribution of Working group II to the Second Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Cambridge University Press, Cambridge, UK, pp. 744-771. Glaser, B., Haumeier, L., Guggenberger, G. and W. Zech. 2001. The Terra Preta phenomenon: A modell for sustainable agriculture in the humid tropics. Naturwissenschaften 88: 37-41. Grønlund, A., Hauge, A., Hovde A. & Rasse, D. (2008). Carbon loss for cultivated peat soils in Norway: a comparison of three different methods. Nutrient Cycling Agroecosystem 81: 157-167. Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K., Rasse, D., Riley, H., Klakegg, O. & Nystuen, I. 2008. Kunnskapsstatus for utslipp og binding av karbon i jordbruksjord. Bioforsk rapport nr 132, vol. 3. 47 s. Guo, L.B. and R.M. Gifford (2002) Soil carbon stocks and land use change: a meta analysis. Global Change Biology 8: 345-360. Jandl, R.. Lindner, M., Vesterdal, L., Bauwens, B., Baritz, R., Hagedorn, F., Johnson, D.W., Minkkinen, K. And K.A. Byrne (2007) How strongly can forest management influence soil carbon sequestration? Geoderma 137: 253-268. Janssens, I.A., Freibauer, A., Ciais, P., Smith, P., Nabuurs, G.-J., Folberth, G., Schlamadinger, B., Hutjes, R.W.A., Ceulemans, R., Schulze, E.-D., Valentini, R. and A.J. Dolman (2003) Europe s terrestrial biosphere absorbs 7-12% of European anthropogenic CO 2 emissions. Science 300: 1538-1542. Hytönen J., Aro, L., Maljanen, M., Mäkiranta P., Potila, H., Laine, J., Lohila, A., Martikainen, P.J., Minkkinen, K., Pihlatie M. and N. Shurpali (2007) The effect of afforestation of organic croplands and cutaway peatlands on greenhouse gas balance. In: Greenhouse Impacts of the Use of Peat and Peatlands in Finland. Publications of Ministry of Agriculture and Forestry; ISBN 978-952-453-394-2. Kivimäki, S.K., Yli-Petäys, M. And E.-S. Tuittila (2008) Carbon sink function of sedge and Sphagnum patches in a restored cut-away peatland: increased functional diversity leads to higher production. Journal of Applied Ecology 45: 921-929. Lal, R. (2003) Global potential of soil C sequestration to mititgate the greenhouse effect. Critical Reviews in Plant Sciences 22:151-184. Lehmann, J. 2007. A handful of carbon. Nature 447:143-144. Lehmann, J. and S. Joseph. 2009. Biochar for environmental management: An introduction. In: Lehmann J. and S. Joseph (eds.) Biochar for Environmental Management Science and Technology, pp.1-9. Earthscan, London, UK. Lohila, A., Laurila, T., Aro., L., Aurela, M., Tuovinen, J.P., Laine, J., Kolari, P. And K. Minkkinen (2007) Carbon dioxide exchange above a 30-year-old Scots pine plantation Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010 31

established on organic-soil cropland. Boreal Environment Research 12: 141-157. Maljanen, M., Hytönen, J. and P.J. Martikainen (2001) Fluxes of N 2 O, CH 4 and CO 2 on afforested boreal agricultural soils. Plant and Soil 231: 113-121. Maljanen M., Hytönen J., Mäkiranta P., Alm J., Minkkinen K., Laine J., Martikainen P.J. (2007). Greenhouse gas emissions from cultivated and abandoned organic croplands in Finland. Boreal Environment Research 12: 133-140. Mäkiranta, P., Hytönen, J., Aro, L., Maljanen, M., Pihlatie, M., Potila, H., Shurpali, N.J., Laine, J., Lohila, A., Martikainen, P.J. and K. Minkkinen (2007) Soil greenhouse gas emissions from afforested organic soil croplands and cutaway peatlands. Boreal Environment Research 12: 159-175. Minkkinen, K., Penttilä, T. and J. Laine (2007) Tree stand volume as a scalar for methane fluxes in forestry-drained peatlands in Finland. Boreal Environment Research 12:127-132. Moore, T.R., Roulet, N.T., Waddington, J.M. (1998) Uncertainty in predicting the effect of climatic change on the carbon cycling of Canadian peatlands. Climatic Change 40: 229-245. Neves, E.G., Petersen, J.B., Bartone, R.N. and C.A.D. Silva. 2003. Historical and sociocultural origins of Amazonian Dark Earths. In: J. Lehmann, D.C. Kern, B.Glaser and W.I. Woods (eds) Amazonian Dark Earths: Origin, Properties, Management, pp 29-50. Kluwer Academic Publishers, The Netherlands. Petersen, J.B., Neves, E. and M.J. Heckenberger. 2001. Gift from the past: Terra Preat and prehistoric Amerindian occupation in Amazonia. In: C. McEwan, C. Barreto and E. Neves (eds) Unknown Amazonia,, pp86-105. British Museum Press, London, UK Preston, D.M. and M.W.I. Schmidt. 2006. Black (pyrogenic) carbon: a synthesis of current knowledge and uncertainties with special consideration of boreal regions. Biogeosciences 3:397-420. Quinty, F. & Rochefort, L., 2003. Peatland Restoration Guide. Second Edition. Canadian Sphagnum Peat Moss Association and New Brunswick Department of Natural Resources and Energy, Quebec. 106 s. Regina, K., Syväsalo, E., Hannukkala, A. and M. Esala (2004) Fluxes of N 2 O from farmed peat soils in Finland. European Journal of Soil Science 55: 591-599. Roulet, N.T. (2000) Peatlands, carbon storage, greenhouse gases, and the Kyoto Protocol: Prospects and significance for Canada. Wetlands 20: 605-615. Strack, M. and J.M. Waddington (2007) Response of peatland carbon dioxide and methane fluxes to a water table drawdown experiment. Global Biogeochemical Cycles 21: pages missing!!! Tuittila, E.S., Komulainen, V.-M., Vasander, H. and J. Laine (1999) Restored cut-away peatland as a sink for atmospheric CO 2. Oecologia 120:563-574. Tuittila, E.-S., Komulainen, V.-M., Vasander, H., Nykänen, H., Martikainen, P.J. and J. Laine (2000) Methane dynamics of a restored cut-away peatland. Global Change Biology 6:569-581. Tuittila, E.-S., Vasander, H. and J. Laine (2004) Sensitivity of C sequestration in reintroduced Sphagnum to water-level variation in a cutaway peatland. Restoration Ecology 12: 483-493. Vesterdal, L., Ritter, E. and Gundersen P. (2002) Change in soil organic carbon following afforestation of former arable land. Forest Ecology and Management 169: 137-147. 32 Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010

Waddington, J. M. and Price, J.S. (2000) Effect of peatland drainage, harvesting, and restoration on atmospheric water and carbon exchange. Physical Geography 21: 433-451. Waddington, J.M., Rotenberg, P.A. and F.J. Warren (2001) Peat CO 2 production in a natural and cutover peatland: Implications for restoration. Biogeochemistry 54: 115-130. Waddington, J.M. and K.D. Warner (2001) Atmospheric CO 2 sequestration in restored mined peatlands. Ecoscience 8: 359-368. Waddington, J.M. and P. McNeill (2002) Peat oxidation in an abandoned cutover peatland. Canadian Journal of Soil Science 82: 279-286. Waddington, J.M., and S.M. Day (2007) Methane emissions from a peatland following restoration. Journal of Geophysical Research Biogeosciences 112. Weslien, P., Kasimir-Klemedtsson, Å., Börjesson, G. and L. Klemedtsson (2009) Strong ph influence on N 2 O and CH 4 fluxes from forested organic soils. European Journal of Soil Science 60: 311-320. Yli-Petäys, M., Laine, J., Vasander, H. and E.-S. Tuittila (2007) Carbon gas exchange of a revegetated cut-away peatland five decades after abandonment. Boreal Environment Research 12:177-190. Grønlund, A., Knoth de Zarruk, K. & Rasse, D. Bioforsk Rapport 5 (3) 2010 33