kulstofkredsløb, kulstofgæld og co2 neutralitet · det er i sig selv ikke et udtryk for, at...

ADRESSE COWI A/S

Parallelvej 2

2800 Kongens Lyngby

TLF +45 56 40 00 00

FAX +45 56 40 99 99

WWW cowi.dk

UDGIVELSESDATO Oktober 2015

UDARBEJDET Niclas Scott Bentsen, Asger Strange Olesen, Simon Laursen Bager, Sanne Lisby Eriksen

INDHOLD

1 Indledning 2

2 Opsamling 2

3 Forståelsesrammer 3

3.1 Kulstofkredsløbsperspektiv 4

3.2 Opgørelsessystemet 5

3.3 Virksomhedsperspektiv 6

4 Globalt kulstofkredsløb 6

4.1 Den langsomme og hurtige cyklus 7

5 Kulstofgæld og tilbagebetaling 10

5.1 Kulstofgæld i relation til den globale kulstofcyklus 11

5.2 Kulstofgæld i relation til opgørelsessystemet 12

5.3 Kulstofgæld i relation til virksomhedsperspektivet 12

5.4 Bagvedliggende antagelser 13

6 Forudsætninger for kulstofneutralitet 15

6.1 Relativ kulstofneutralitet 15

6.2 Absolut kulstofneutralitet 16

6.3 Klimaneutralitet 18

BILAG

Bilag A Kilder og litteraturhenvisning 20

ENERGISTYRELSEN

KULSTOFKREDSLØB, KULSTOFGÆLD OG CO₂-NEUTRALITET

2/25 KULSTOFKREDSLØB, KULSTOFGÆLD OG CO2 NEUTRALITET

1 Indledning

I dette notat redegøres for begreberne kulstofgæld og kulstofneutralitet i relation til

brugen af biomasse til energi. Notatet indledes med en beskrivelse af tre såkaldte

forståelsesrammer, idet måden man forstår et begreb (kulstofgæld) eller en sam-

menhæng (bioenergiens CO₂-neutralitet), i høj grad afhænger af hvilken ramme og

hvilke forudsætninger, der lægges til grund.

Herefter følger en kortfattet beskrivelse af klodens kulstofkredsløb med særligt fo-

kus på de kredsløb, der inkluderer de biologiske kulstofpuljer. Da kulstofgæld og

CO₂-neutralitet udspringer af dynamikken i kulstofkredsløbet, er dette et vigtigt

fundament for forståelsen af begreberne.

Begrebet kulstofgæld og dens tilbagebetaling forklares og gennemgås med refe-

rence til dets oprindelse og den meget omfattende litteratur, der findes på området.

Kulstofgæld sættes også i relation til de forskellige forståelsesrammer beskrevet

først i notatet. Notatet afsluttes med, at beskrive hvilke forudsætninger der skal

være til stede, for at bioenergi kan kvalificeres som CO₂-neutral.

Begrebet kulstofgæld er i dette notat defineret som en faktisk udledning af CO₂,

som ikke bogføres i forskellige opgørelsessystemer for drivhusgasudledninger,

eller som bogføres andre steder, end hvor den finder sted. Kulstofgæld kan også

dække over at direkte og indirekte udledninger af CO2 fra produktionen af bioenergi

opsamles i ny biomasse, men at der går en vis tid, før udledningerne er opsamlet.

Begrebet kulstofneutralitet er defineret som den situation, hvor kumulerede udled-

ninger af kulstof (CO2) fra anvendelse af biomasse til energi, inklusiv udledninger

fra høst, transport og forarbejdning, opvejes af sparede udledninger af fossilt kul-

stof og optag af CO2 i ny biomasse.

2 Opsamling

› Opgørelse af drivhusgasudledninger fra bioenergi i den enkelte virksomhed

eller på nationalt plan stemmer ikke nødvendigvis overens med de faktiske

udledninger. Det er i sig selv ikke et udtryk for, at klimapåvirkningen fra bio-

energi bliver vurderet forkert. Det er snarere et udtryk for, at regnskabsprak-

sisser og opgørelsesmetoder relaterer til forskellige forståelsesrammer.

› Brug af biomasse til energi, materialer og produkter kan medføre kulstofgæld.

Mere korrekt formuleret kan brug af biomasse medføre tidsafhængige udsving

i drivhusgasudvekslinger mellem de biologiske kulstofpuljer og atmosfæren.

Begrebet kulstofgæld er hidtil anvendt meget spekulativt og tolkningen af kul-

stofgældstudier vanskeliggøres af, at beregningen af klimapåvirkninger er

meget afhængig af metodiske valg og analytisk tilgang.

› Biomasse fra produktionssystemer med lang omdrift og stort kulstoflager i le-

vende biomasse har generelt større kulstofgæld og længere tilbagebetalings-

tid end biomasse fra produktionssystemer i en få års omdrift. Dette siger dog

ikke noget absolut om de langsigtede klimapåvirkninger fra forskellige res-

sourcer til bioenergi.

KULSTOFKREDSLØB, KULSTOFGÆLD OG CO2 NEUTRALITET

3/25

› Relativ kulstofneutralitet kan bruges til at vurdere en bioenergiforsynings kli-

mapåvirkning i forhold til en alternativ energiforsyning.

› Absolut kulstofneutralitet kan bruges til at vurdere den reelle klimapåvirkning

fra bioenergi, fossil energi eller andre typer energiforsyning. Absolut kulstof-

neutralitet behøver ikke at være baseret på en sammenligning af forskellige

alternativer.

› For både relativ og absolut kulstofneutralitet er det vigtigt at holde sig det

tidsmæssige perspektiv for øje, idet forskellige forsyningsalternativer kan vur-

deres forskelligt i kort, politisk relevant tidsperspektiv, i mellemlangt, virksom-

hedsrelevant tidsperspektiv eller i langt, klimarelevant tidsperspektiv.

› Kulstofneutralitet er ikke en iboende egenskab ved bioenergi, men er en mu-

lighed ved den måde, hvorpå økosystemer forvaltes og biomasse produceres.

I praksis kan bioenergi produceres således, at det vil tage mange år at opnå

reelle klimagevinster, men bioenergi kan også produceres således, at klima-

gevinster opnås hurtigt.

3 Forståelsesrammer

Når man skal vurdere bioenergiens klimapåvirkning, må man først afgrænse det

system, man ønsker at kigge på, og opbygge en forståelse og analysestrategi for

dette system. Det gælder både generelt og for specifikke forsyningskæder (Figur

1). Den forståelsesramme man anvender, vil afhænge af, om synsvinklen er viden-

skabelig, politisk eller økonomisk.

I dette notat anvendes tre forskellige såkaldte forståelsesrammer for hhv.:

1 kulstofkredsløbsperspektivet, der repræsenterer en videnskabelig tilgang;

2 opgørelsessystemet, der repræsenterer den politiske virkelighed og de natio-

nale og internationale aftaler, der er indgået omkring klimaforandringer og

monitering af landes forvaltning af energi og landbaserede ressourcer;

3 virksomhedsperspektivet, der repræsenterer den økonomiske virkelighed,

som virksomheder agerer indenfor.

Selvom de tre perspektiver kan betragtes særskilt, er de ikke uafhængige af hinan-

den, og mange analyser af bioenergi arbejder i et krydsfelt mellem to eller alle tre

forståelsesrammer.


Figur 1. De tre forståelsesrammer, der danner udgangspunkt for dette notat. Virksomhedernes

(energiproducenterne) perspektiv på drivhusgasudledninger er præget af de økonomiske

rammebetingelser, f.eks. kvotehandelsmarkedet og afgiftslempelser, der gælder for brugen af

biomasse. Rammebetingelserne er politisk bestemte og afspejler de forpligtelser de enkelte lande

eller EU har påtaget sig til at reducere klimabelastningen. Dette udmønter sig i opgørelse af

drivhusgasudledninger i forhold til specifikke mål og følgende en vedtaget praksis.

Opgørelsessystemet bygger bl.a. på videnskabelige erkendelser omkring det globale

kulstofkredsløb og dets indflydelse på temperaturen i atmosfæren. Da det ikke kan lade sig gøre

at opgøre alle relevante kulstofudvekslinger i tid og rum, opererer opgørelsessystemet med en

række indikatorer, der opgøres per år eller i længere intervaller.

3.1 Kulstofkredsløbsperspektiv

Med kulstofkredsløbsperspektivet er biomasseforsyning beskrevet med reference

til det globale kulstofkredsløb, og det undersøges, hvor kulstoffet befinder sig, i

hvilken form, og på hvilket tidspunkt. I analysen inddrages kulstofstrømme som

følge af både menneskeskabte og naturlige processer. Klimaforandringer drives

især af koncentrationen af drivhusgasser i atmosfæren, og det er derfor mængden

i den pulje, der fra et klimamæssigt synspunkt har bevågenhed. Det er kulstof-

kredsløbet, som rapporterne fra det FN's klimapanel (Intergovernmental Panel on

Climate Change, IPCC) beskæftiger sig med.


5/25

3.2 Opgørelsessystemet

I opgørelsessystemperspektivet bliver biomasseforsyning vurderet ud fra de opgø-

relsesmetoder, der er defineret af UNFCCC1/IPCC eller EU (se også notat 1: EU

politikker med betydning for bæredygtighed af fast biomasse). UNFCCC/IPCC’s

samlede system for opgørelser af drivhusgasudvekslinger har det mål, at det glo-

bale samfund skal kunne holde styr på, hvor mange drivhusgasser, der udledes til

atmosfæren som følge af menneskets aktiviteter. Det fungerer dermed som et rap-

porteringssystem og vejledningerne som en rapporteringspraksis. I dette system er

praksis, at udledninger fra produktion og anvendelse af biomasse bogføres i areal-

anvendelsessektoren (LULUCF2), det vil sige i det land, hvis skov eller landbrug

producerer biomassen.

Alle de udviklede lande (nævnt i bilag 1 i Klimakonventionen) skal årligt rapportere

deres udledninger af drivhusgasser til UNFCCC’s klimasekretariat. De lande, der

ikke er nævnt i bilag 1, som i 1992 var klassificeret som udviklingslande, rapporte-

rer med varierende hyppighed. De lande, der har reduktionsmål under Kyoto Pro-

tokollen, anvender de samme tal, med nogen modifikation, særligt for LULUCF

sektoren, til at vise, at de opfylder deres reduktionsforpligtelse, målt i forhold til ud-

ledningerne i 1990. Udviklingslandene har ingen reduktionsforpligtelser til 2020,

men nogle af disse har dog frivilligt påtaget sig reduktionstiltag, der skal nedbringe

deres udledninger i forhold til et business-as-usual scenarie. I praksis betyder det,

at ikke alt fjernet biomasse er medregnet, eller det er medregnet på varierende vis.

På sektorniveau giver denne opgørelsesmetode ikke et billede af de reelle udled-

ninger (Haberl et al., 2012). På overordnet niveau er billedet dog korrekt, forudsat

at alle lande deltager i opgørelserne.

EU-landene bogfører også alle udledninger fra biomasseanvendelse over for FN

og Kyoto Protokollen, men ift. EU's egne 2020 mål indgår LULUCF-sektoren ikke,

og udledningerne fra biomasse regnes derfor ikke med i EU's opgørelsessystem.

Princippet i FN's rapporteringsregler er som beskrevet, at drivhusgasudledningen

skal medregnes i det land og den sektor, som producerer varen. Det gælder såle-

des også for udledninger forbundet med eksempelvis produktionen af træ. Udled-

ningerne omfatter de udledninger, der finder sted i forbindelse med høst og trans-

port, men også biomassens kulstofindhold indregnes som udledning fra skoven,

når biomassen høstes. Dette rapporteringsprincip er efterfølgende overført til også

at gælde de regneregler, der gælder for anvendelse af biomasse til energiformål,

så lande, såvel som energiproducenter, der bruger biomasse i deres anlæg, kan

nulregne deres biomasse (se også notat 4: Livscyklusvurderinger og CO2-

beregningsværktøjer for fast træbiomasse). Det vil sige, at selvom biomassens

kulstofindhold reelt udledes ved forbrænding, indregnes denne ikke i energiprodu-

centens udledningsregnskab, idet den allerede antages at være indregnet ved

høst.

1 United Nations Framework Convention on Climate Change. FN-konvention, der blev vedtaget under

miljøkonferencen i Rio de Janeiro i 1992, har til formål at mindske udledningen er drivhusgasser, og er

den rammekonvention under hvilken Kyoto Protokollen fra 1997 er vedtaget.

2 Land Use, Land Use Change and Forestry.


3.3 Virksomhedsperspektiv

I EU er virksomhedernes, dvs. energiproducenternes, udgangspunkt for at bruge

biomasse de incitamenter, der er etableret i forbindelse med VE-direktivet3 (EU

Direktiv 2009/28/EF) og EU's 2020 mål. Deres handlemuligheder er præget af kvo-

tehandelssystemet, også kaldet EU-ETS4 (se også notat 1: EU politikker med be-

tydning for bæredygtighed af fast biomasse). Derudover er virksomhedernes per-

spektiv præget af nationale politiske aftaler, i Danmark f.eks. biomasseaftalen fra

1993 og dens revisioner.

I det følgende fokuseres på kvotehandelssystemet, da det relaterer sig direkte til

kulstofkredsløbet. Ca. 360 stationære enheder i Danmark er omfattet af EU-ETS

systemet i den 3. reguleringsperiode, der løber fra 2013 til 2020. Blandt de 360

enheder findes varme- og kraftvarmeproducenter med en indfyret kapacitet over 20

MW, altså en stor del af den danske konverteringssektor5. Transportsektoren, bort-

set fra dele af luftfarten og skibsfarten, er ikke omfattet af kvotehandelssystemet,

selvom den for en stor dels vedkommende er baseret på fossile brændstoffer.

Kvotehandelssystemet skal stimulere energiproducenterne til at reducere udled-

ningen af CO2 ved at øge effektiviteten eller vælge brændsler med lavere emissio-

ner. Kvotesystemet relaterer sig til FN's og EU's regnskabspraksis for CO2, hvorfor

udledninger fra biomasse tælles med i LULUCF sektoren, men nul-regnes i konver-

teringssektoren, hvor emissionsfaktoren regnskabsteknisk sættes til nul. Systemet

og dets regnskabspraksis er mere udførligt beskrevet i notat 1 om EU politikker

med betydning for bæredygtighed af fast biomasse, mens de regnetekniske aspek-

ter beskrives i notat 4 Livscyklusvurderinger og CO2-beregningsværktøjer for fast

træbiomasse. Nul-regning af biomasse i kvotesystemet giver energiproducenterne

et incitament til at anvende biomasse frem for fossile brændsler. Dermed fremmes

investering i bioenergiproduktion.

I forbindelse med VE-direktivet har alle EU-lande udarbejdet nationale handlings-

planer for yderligere indførelse af vedvarende energi med bindende mål (NREAP6).

De enkelte lande har i varierende grad indført økonomiske incitamenter (ud over

EU-ETS) til at fremme udviklingen, såsom afgiftslempelser eller garanterede mini-

mumspriser på energi fra forskellige produktionsformer.

4 Globalt kulstofkredsløb

I dette afsnit beskrives det globale kulstofkredsløb med særligt fokus på kulstof-

strømme mellem økosystemerne og atmosfæren i relation til produktion og høst af

biomasse. Figur 2 danner baggrund for denne beskrivelse, og den viser, hvorledes

to store kulstofkredsløb, den langsomme og den hurtige cyklus, vekselvirker med

hinanden og med atmosfæren.

3 Direktivet om fremme af vedvarende energi.

4 European Union Emission Trading System. Det største internationale handelssystem for tilladelser til

at udlede drivhusgasser. Systemet omfatter mere end 11.000 producenter i 31 lande.

5 Konverteringssektoren omfatter producenter af elektricitet, kraftvarme, fjernvarme og bygas. Energi-

sektoren omfatter udvinding af olie og gas, raffinering og energidistribution.

6 NREAP, National Renewable Energy Action Plan.

http://eur-lex.europa.eu/legal-content/DA/TXT/PDF/?uri=CELEX:32009L0028&from=EN



7/25

Figur 2. Simplificeret skematisk beskrivelse af den hurtige (grønne pile) og den langsomme (sorte

pile) kulstofcyklus. Omløbstider i de to cyklusser er angivet i år. Mængder af kulstof forskellige

steder i cyklussen er angivet i Gt C per år (milliarder tons kulstof per år). Menneskeskabte bidrag

til kulstofcyklusserne er angivet med rødt. Data er baseret på IPCC’s femte vurderingsrapport

(Ciais et al., 2013).

4.1 Den langsomme og hurtige cyklus

Planetens kulstof er bundet i en række forskellige lagre (grundfjeld, fossiler, jord,

atmosfære, planter og dyr, og havene), hvorimellem dele af kulstoffet cirkulerer. En

væsentlig del af kulstofcirkulationen kan forenklet beskrives ved den langsomme

og den hurtige cyklus (Figur 2).

› I den langsomme kulstofcyklus cirkulerer kulstof mellem fossile lagre/lagre i

grundfjeldet og puljerne i atmosfæren, jorden og havene. Tektonisk aktivitet

og kemiske reaktioner, dvs. vulkanudbrud og regnvandets opløsning og trans-

port af mineraler driver den langsomme cyklus. Som følge af naturlige proces-

ser er rotationstiden 100-200 millioner år og mængden, der cirkulerer 0,1-0,3

milliarder tons kulstof om året. Udvinding af fossile ressourcer bidrager til en

væsentlig forøgelse af denne cirkulation til 7-8 milliarder tons kulstof om året.

Den langsomme cyklus er stærkt ude af balance idet kun ca. 0,2 milliarder

tons kulstof årligt bindes i grundfjeld og nye fossile lagre, mens de 7-8 milliar-

der tons kulstof frigives årligt, plus det som frigives i naturlige processer. Der-

med sker der en betydelig løbende ophobning af kulstof i de andre puljer, først

og fremmest atmosfæren.


› I den hurtige kulstofcyklus cirkulerer kulstoffet i biosfæren mellem levende

organismer og puljerne i jorden, atmosfæren og havene. Rotationstiden er fra

uger til flere århundreder. Mere end 100 milliarder tons kulstof flyttes årligt

rundt i den hurtige cyklus. De mekanismer, der driver den hurtige cyklus er fo-

tosyntese, respiration og oxidation, naturlig såvel som menneskeskabt.

Skovøkosystemer kan siges, at befinde sig i den langsomme del af den hurtige

cyklus med omløbstider fra ca. 20 år til flere hundreder (Figur 3). Træer optager

CO2 som en del af fotosyntesen og lagrer kulstoffet i glukose. En del af kulstoffet

udledes kort efter optagelse ved autotrof respiration, som sikrer planterne energi

og kulstofskellettet til mere strukturelle plantekomponenter (cellulose, hemicellulo-

se, lignin m.m.). Forholdet mellem fotosyntese og autotrof respiration afhænger af

træart, udviklingstrin, alder og vækstforhold, men på globalt niveau og gældende

for al landbaseret biomasse optager fotosyntese hvert år 110-120 milliarder tons

kulstof (Ciais et al., 1997; Zhao et al., 2005; Beer et al., 2010), mens den autotrofe

respiration udleder ca. 56 milliarder tons kulstof til atmosfæren (Field et al., 1995;

Field et al., 1998; Imhoff et al., 2004; Zhao et al., 2005).

Kulstoffet lagres i den levende biomasse i et antal år afhængigt af træart, vækst-

forhold og forvaltning, hvorefter biomassen høstes eller dør naturligt. Den døde

biomasse nedbrydes over tid og det kulstof, der er lagret i biomassen frigives til

atmosfæren igen; dette kaldes heterotrof respiration. Nedbrydningstiden kan varie-

re fra få måneder til flere hundrede år. Løv, som falder i en regnskov omsættes

hurtigt, mens konstruktionstræ og møbler kan lagre kulstof i meget lang tid. Fælles

for al biomasse er, at alt eller næsten alt kulstof, der er optaget fra atmosfæren via

fotosyntese før eller siden ender i atmosfæren igen. En mindre del af kulstoffet i

biomasse kan immobiliseres i jorden, særligt under iltfattige forhold og lagres mere

permanent.


9/25

Figur 3. Kulstofcirkulation i skovøkosystemer og udvekslingen med de tilgrænsende systemer.

Grønne pile angiver at kulstoffet cirkulerer i en eller anden organisk form (plantedele eller stof af

animalsk oprindelse), mens blå pile angiver, at kulstofcirkulationen sker som CO2.

Processerne beskrevet ovenfor, dvs. fotosyntese, autotrof og heterotrof respirati-

ons, gælder for alle planter, ikke kun træer. Træer adskiller sig fra en- og flerårige

urter og græsser ved at mængden af kulstof lagret i den levende biomasse ofte er

meget stor i forhold til det årlige optag af kulstof. Eksempelvis er det gennemsnitli-

ge lager af kulstof i den overjordiske biomasse i de danske skove 52 tons per hek-

tar (ha), mens der årligt bindes ca. 2,6 tons kulstof per ha i den overjordiske bio-

masse (Nord-Larsen et al., 2014). I landbrugsafgrøder er lageret meget mindre,

idet næsten al overjordisk biomasse høstes årligt eller med få års mellemrum. Iføl-

ge Danmarks rapportering til Kyotoprotokollen er det gennemsnitlige overjordiske

kulstoflager i enårige afgrøder ca. 4,8 tons kulstof per ha (Nielsen et al., 2014),

hvilket også svarer til den årlige kulstofbinding.

I klimasammenhæng har skovene flere roller i kulstofkredsløbet. Dels at optage og

lagre kulstof og dermed reducere kulstofindholdet i atmosfæren. Dels at producere

materialer og brændsler, der kan erstatte fossilt baserede materialer og brændsler

og dermed mindske den store ubalance i den langsomme kulstofcyklus. I virke-

ligheden vil en given skov ofte spille begge roller på samme tid. Skove, der forval-

tes med produktion for øje, vil som regel have et mindre gennemsnitligt kulstoflager

end urørte skove. På den anden side vil urørte skove ikke bidrage til at fortrænge

fossilt materiale og efter en periode vil der opstå en balance, hvor der ikke længere

sker en nettooplagring af kulstof i skoven. Det er meget omdiskuteret, hvor lang tid

der går før optaget af kulstof ved fotosyntese og udledninger fra autotrof respiration

kommer i balance, og nettooplagringen i skoven dermed ophører. For skovene i de

Nordiske lande er det vist, at de fortsætter med at binde CO2 i ny biomasse meget


længere end den kommercielle omdriftsalder, men også her aftager skovenes lag-

ringseffekt med stigende alder (Framstad et al., 2013).

Landbrugsproduktionssystemer spiller i princippet de samme to roller i kulstof-

kredsløbet, lagring af atmosfærisk kulstof eller fortrængning af fossilt kulstof. Her er

den gennemsnitlige mængde af kulstof lagret i levende biomasse relativt lille i for-

hold til i skovene, og det er primært erstatningen af de fossile materialer og

brændsler, der har betydning for klimaet og atmosfærens indhold af CO2.

Atmosfærens kulstofindhold kan således reduceres ved at fokusere på opbygning

af kulstoflagre i klodens økosystemer. Mackey et al. (2013) har beregnet, at hvis

verdens landbaserede økosystemer hypotetisk bliver ført tilbage til deres tilstand

fra før industrialiseringen, ville de kunne lagre yderligere 187 milliarder tons kulstof

svarende til 24 års fossil kulstofudledning på det nuværende niveau. Kulstoflagring

i økosystemer er således et muligt tiltag til at bekæmpe klimaforandringer, men det

har begrænset potentiale.

5 Kulstofgæld og tilbagebetaling

Når bioenergi anses for at være CO₂-neutralt, bygger det enten på forestillingen

om, at den CO₂, der frigives ved forbrænding af biomasse, blev optaget fra atmo-

sfæren relativt kort tid forinden, eller at CO2'en vil blive optaget i ny biomasse rela-

tivt kort tid efter. I det følgende beskrives begrebet kulstofgæld og dens tilbagebe-

taling samt de forudsætninger, der ligger til grund for analyser af kulstofgæld.

Der findes ikke en entydig definition på begrebet kulstofgæld, men det dækker of-

test over at høst af (mere7) biomasse til energi eller produkter i en periode medfø-

rer et tab af kulstof fra den givne bevoksning, skov eller landskab til atmosfæren

(Lamers & Junginger, 2013). Begrebet kulstofgæld tilskrives ofte to artikler publice-

ret i det anerkendte videnskabelige tidsskrift Science i 2008 (Fargione et al., 2008;

Searchinger et al., 2008). Mens artiklerne fik stor politisk betydning og mediebevå-

genhed var de ikke som sådan nyskabende, idet de arbejdede videre på allerede

udviklede koncepter og analyser af kulstofdynamik i økosystemer, der udsættes for

store ændringer (Leemans et al., 1996). Denne og andre artikler indgik bl.a. i forar-

bejdet til IPCC's anden vurderingsrapport fra 1996.

Den generelle kulstofdynamik i økosystemer, der udsættes for forstyrrelser, som

f.eks. øget høst af biomasse til energi, illustreres ofte med en øget udledning af

drivhusgasser i tiden lige efter forstyrrelsen. Dette efterfølges så af et øget optag af

kulstof fra atmosfæren senere hen. Forstyrrelsen af økosystemet medfører, at der i

en kortere eller længere periode sker en nettoudledning af drivhusgasser, men

denne periode efterfølges af en periode med et tilsvarende nettooptag af drivhus-

gasser. Til sammenligning sker der også en nettoudledning af drivhusgasser ved

anvendelse af fossilt brændsel, men man når ikke dertil, hvor der sker et nettoop-

tag i lagrene i undergrunden. Ved høst og anvendelse af biomasse til energi kan

fossilt kulstof derfor forblive i undergrunden.

7 Hvorvidt kulstofgæld skal forstås i sammenhæng med høst af biomasse generelt eller ved øget høst

afhænger af udgangspunktet. Ved høst af biomasse i urørt skov kan høsten i sig selv skabe kulstof-

gæld. I forvaltede skove, hvorfra der allerede nu høstes træ skabes kulstofgælden ved intensivering af

driften og øgning af høsten.


11/25

Kulstofgæld kan opstå, hvis en stor mængde kulstof lagret i levende biomasse fri-

gives over kort tid i forbindelse med bioenergiudnyttelse. Den afgørende faktor er

forholdet mellem mængden af lagret kulstof og tilvæksten i referenceøkosystemet,

som beskrevet ovenfor. Bioenergi fra skove vil typisk medføre større kulstofgæld

end bioenergi fra enårige afgrøder eller energiafgrøder i kort omdrift som f.eks.

energipil. En anden væsentlig bidragsyder til kulstofgæld kan være død biomasse,

som ville være nedbrudt naturligt. I nedbrydningsprocessen udledes det bundne

kulstof via mikroorganismernes aktivitet (heterotrof respiration) som CO2. Generelt

sker nedbrydningen hurtigt i starten og efterhånden som kun vanskeligt nedbryde-

ligt materiale er tilbage, sker nedbrydningen langsommere og langsommere. Hvis

materialet bliver indsamlet og brugt til bioenergi frigives det bundne kulstof umid-

delbart. Kulstofgælden afhænger af nedbrydningshastigheden, samt hvilken form

kulstofudledningen har. Omsætning af biomasse kan ofte beskrives ved en negativ

eksponentiel nedbrydningsfunktion, dvs. at omsætningen går hurtigst i starten og

aftager over tid. Hastigheden hvormed død biomasse nedbrydes afhænger både af

art, biomassens form, størrelse og tæthed, og de forhold biomassen nedbrydes

under. For løvets vedkommende er der stor forskel på nedbrydningshastigheder

mellem arter (Vesterdal et al., 2012) og lokaliteter (Hansen et al., 2009). For arter

som ask, lind og ahorn er 70-80% af biomassen nedbrudt efter et år, mens det for

bøg og gran er 20-30%, der er nedbrudt (Vesterdal et al., 2012). De større fraktio-

ner som grene og stammer nedbrydes langsommere. Halveringstider, dvs. den tid

det tager for halvdelen af biomassen at blive omsat, på 20 år er typiske i skove i

Danmark og det øvrige Nordeuropa (Johannsen et al., 2015). Træ med højere tæt-

hed, som eg og bøg, nedbrydes generelt langsommere end let træ som gran. I vå-

de og iltfattige økosystemer vil kulstof i død biomasse i højere grad udledes som

metan (CH4), som er en stærkere drivhusgas end CO₂.

Brændselskarakteristikken kan også have indflydelse på kulstofgælden. Biomasse

har et højere iltindhold end fossile kulbrinter og udleder derfor mere CO2 pr produ-

ceret energienhed. Man siger, at emissionsintensiteten er større ved afbrænding af

biomasse sammenlignet med fossile brændsler som kul, olie og naturgas.

Debatten omkring bioenergi, kulstofgæld og kulstofneutralitet har været drevet af

en skepsis i forhold til, hvor store de reelle positive klimaeffekter ved anvendelse af

biomasse til energiformål er. Der kan ikke gives noget entydigt eller enkelt svar på

spørgsmålet, men en grundlæggende opfattelse er, at anvendelsen af bioenergi

skal reducere udledningen af kulstof til atmosfæren eller ligefrem fjerne kulstof fra

samme pulje (se afsnit 6 om kulstofneutralitet).

Præcis som med anden gæld, kan kulstofgæld tilbagebetales, og den tid det tager

de kumulerede CO2-besparelser at opveje de kumulerede CO2-udledninger kaldes

for tilbagebetalings- eller paritetstiden (Lamers & Junginger, 2013).

5.1 Kulstofgæld i relation til den globale kulstofcyklus

Når kulstofgæld fra brugen af biomasse i energiforsyningen sættes ind i den for-

ståelsesramme, der blev betegnet ’kulstofkredsløbsperspektivet’ (Figur 1), er det

atmosfærens indhold af drivhusgasser, man kigger på og beregner. Studier af kul-

stofgæld i dette perspektiv er ofte sammenligninger af påvirkningen af atmosfæ-

rens drivhusgasindhold mellem en biomassebaseret (biogen) og en fossil energi-

forsyningskæde i et givet tidsperspektiv (Baral & Guha, 2004; Mitchell et al., 2009;


Cherubini et al., 2011a; Ter-Mikaelian et al., 2011; Cherubini et al., 2012; Cherubini

et al., 2013a; Cherubini et al., 2013b; Jonker et al., 2013; Lamers et al., 2013). Der

er også studier, der undlader sammenligningen og kun ser på den biologiske for-

syningskæde eller på forskellige udviklingsscenarier for en specifik skov eller klo-

dens skove som helhed (Cherubini et al., 2011b; Holtsmark, 2012; Holtsmark,

2013a; Holtsmark, 2013b; Cherubini et al., 2014). Resultaterne fra sådanne studier

kan omsættes direkte til en absolut klimaeffekt eller temperaturstigning i atmosfæ-

ren.

Begrebet kulstofgæld bruges især, hvis ændringer i skovdriften (artsvalg, omdrifts-

tid, tyndingspraksis) som følge af tilpasning til øget biomasseefterspørgsel, perma-

nent eller i meget lang tid medfører et lavere kulstoflager i økosystemet. Matthews

et al. (2014) gennemgår en række scenarier og finder at, der også kan være kul-

stofgevinster, når skovdriften indrettes til produktion af bioenergi. Under danske

forhold har Graudal et al. (2013) vist, at skovdriften kan indrettes således, at mere

biomasse kan høstes fra skovene samtidig med, at der lagres mere kulstof i den

stående biomasse. Det er endnu ikke undersøgt, hvordan en sådan drift vil påvirke

andre økosystemtjenester fra skoven, f.eks. biodiversitet, grundvandsdannelse

eller rekreation.

5.2 Kulstofgæld i relation til opgørelsessystemet

I den forståelsesramme, som blev betegnet ’opgørelsessystemet’ (Figur 1), kan

kulstofgæld opstå, når CO₂-udledninger udelades fra den bogføring, som bruges i

forhold til specifikke reduktionsmål for drivhusgasser. Konsekvensen er, at bogfø-

ringssystemet ikke afspejler de faktiske udledninger.

Opgørelsessystemet, som fastlagt af UNFCCC, henregner høst af biomasse og

ændringer i arealanvendelse til LULUCF/AFOLU8-sektoren. Det vil sige, at høst af

biomasse opgøres som en umiddelbar udledning af kulstoffet i biomassen, uanset

hvilken anvendelse biomassen har. For at undgå dobbelttællinger er direkte CO₂-

udledninger fra bioenergi ikke medregnet i konverteringssektoren (se evt. notat 1:

EU politikker med betydning for bæredygtighed af fast biomasse). Kulstofgæld kan

opstå for biomasse importeret fra lande, der ikke er med i Kyoto Protokollen, dvs.

USA, Canada, Rusland, Hviderusland og Japan, eller ikke har en reduktionsforplig-

telse i henhold til Kyoto Protokollen, dvs. udviklingslandene. Nansai et al. (2012)

påviser, hvordan Japans reelle CO2-fodaftryk kan være 25% større end det rappor-

terede pga. udledninger i forsyningskædens opstrøms led, heriblandt skov- og

landbrugssektorerne, som ikke rapporteres af Japan. Dette diskuteres i artiklen

som et eksempel på kulstofgæld i opgørelsesperspektivet (for en diskussion af op-

strøms og indirekte effekter se evt. notat 4: Livscyklusvurderinger og CO2-

beregningsværktøjer for fast træbiomasse).

5.3 Kulstofgæld i relation til virksomhedsperspektivet

Kulstofgæld i relation til virksomhedsperspektivet (Figur 1) adskiller sig ikke væ-

sentligt fra det, der gælder for opgørelsessystemet. De kvoter, afgifter og incita-

menter, som den enkelte virksomhed må forholde sig til, afspejler de aftaler, der

indgås på EU- og FN-niveau. Således skal den enkelte virksomhed redegøre for

8 AFOLU = Agriculture, Forestry and Other Land Use.


13/25

egne drivhusgasudledninger i forhold til kvotesystemet. Dette er dimensioneret ef-

ter de enkelte landes reduktionsforpligtelser i forhold til EU og i sidste ende EU's

reduktionsforpligtelser i forhold til FN. Kulstofgæld kan således opstå, hvis virk-

somheden køber biomasse, som er produceret i skove eller landbrugssystemer,

der ikke drives bæredygtigt, dvs. ikke tilplantes og forvaltes på en sådan måde, at

kulstoflageret genopbygges. Der kan desuden opstå kulstofgæld, hvis virksomhe-

den køber biomasse fra lande, der ikke inkluderer LULUCF-sektoren i deres rap-

portering.

5.4 Bagvedliggende antagelser

For alle typer af studier af kulstofgæld gælder, at de ikke umiddelbart er sammen-

lignelige. Det skyldes, at de bagvedliggende antagelser har meget væsentlig be-

tydning for, hvor store de beregnede drivhusgasudledninger og -optag er (Holts-

mark, 2013c; Buchholz et al., 2015). Der er publiceret en række narrative sam-

menstillinger, som illustrerer dette (Sedjo & Tian, 2012; Agostini et al., 2013; De-

hue, 2013; Lamers & Junginger, 2013; Ter-Mikaelian et al., 2015). Lamers & Jun-

ginger (2013) illustrerer, at forskellige studier finder meget forskellige tilbagebeta-

lingstider for kulstofgæld, der varierer med op mod 200 år selv for umiddelbart

sammenlignelige scenarier. Buchholz et al. (2015) viser i en kvantitativ metaanaly-

se af kulstoftilbagebetalingstider, der varierer fra 0 til 8000 år, at resultatet primært

afhænger af, om risikoen for skovbrande er inkluderet i analysen. Holtsmark

(2013c) gennemgår en række studier af kulstofdynamikker i produktionsskove, og

identificerer fire antagelser, der er af væsentlig betydning for, om en analyse vil

identificere kulstofgæld:

1 om man har valgt at analysere gentagne eller blot en enkelt omdrift

2 tidspunktet for træernes høst i forhold til hvor de befinder sig i deres vækstcy-

klus

3 hvilken baseline der anvendes

4 om der er anvendt en model for kulstofkredsløbet i beregningerne.

Med undtagelse af den tredje antagelse, er der tale om antagelser, der angår ana-

lysemetoden og ikke skovsystemets drift eller biomassens slutanvendelse.

5.4.1 Tid

Tidsdimensionen i studier af kulstofgæld fra bioenergi er også afgørende for den

beregnede klimapåvirkning. Betragtes kun den tidsperiode, der går fra umiddelbart

før hugst og indtil biomassen er brændt af i kraftværket, ses at kulstoffet, der var

lagret i træet, efter hugst og afbrænding befinder sig i atmosfæren. Tidsperspekti-

vet bør nødvendigvis reflektere en periode, der er relevant for de økosystemæn-

dringer, der analyseres (Cowie et al., 2013). Analyseres brugen af skovbiomasse

bør man, som minimum, betragte et tidsrum lig med skovens omdriftstid. Fokuse-

res på ændringer i jordens kulstofpuljer som følge af øget hugst, bør man respekte-

re den meget langsommelige dynamik, der kendetegner ændringer af kulstof i jor-

den.


5.4.2 Skala

Studier af kulstofgæld opererer typisk i tre arealbaserede skalaer: en bevoksning,

et såkaldt fast landskab eller et dynamisk landskab (Lamers & Junginger, 2013).

Modellering af skovøkosystemet som en ensaldrende monokultur9 gør ofte den

antagelse, at skoven fældes efter en vis periode, hvorefter træets bruges til energi.

Over tid vender skoven tilbage til den oprindelige tilstand, enten ved selvforyngelse

eller plantning. Analyser på bevoksningsniveau medfører relativt store, ofte cykli-

ske, udsving i kulstofbalancen med atmosfæren, idet der ved fældning sker en stor

nettoudledning, hvorefter følger en periode med en nettobinding af kulstof via foto-

syntese. Med et ’fast landskab’ menes, at et antal identiske ensaldrende monokul-

turer modelleres tidsforskudt af hinanden, således at det ’faste landskab’ kommer

til at udgøre en såkaldt normalskov. Det betyder, at modelskoven indeholder et vist

areal med alderen 1 år, et tilsvarende areal med alderen 2 år, 3 år, osv. op til den

valgte omdriftsalder, f.eks. 100 år. Denne tilgang bygger basalt set på samme an-

tagelse som ovenstående, dvs. at økosystemets tilstand ændres, men over tid

vender det tilbage til den oprindelige tilstand. Når ’faste landskaber’ analyseres

udjævnes udsvingene i kulstofudledning og -optagene, da samme mængde bio-

masse og areal mobiliseres hvert år, og nøjagtig samme mængde kulstof optages

fra atmosfæren hvert år (Eliasson et al., 2013).

Hvor analyser af enkelte bevoksninger og ’faste landskaber’ bygger på idealisere-

de skove, er det ’dynamiske landskab’ som regel baseret på data fra eksisterende

skove med varierende træartssammensætning, aldersklassefordelinger, vækstfor-

hold m.m. I sådanne studier vil det forstyrrede økosystem, hvor høsten foregår,

ikke nødvendigvis vende tilbage til den tilstand, det havde før forstyrrelsen

(Graudal et al., 2013). Der kan ske ændringer i både træartsvalg, tyndingsstrategi,

omdriftsalder og andre dyrkningsparametre, og f.eks. klimaforandringer kan betyde

ændrede vækstforhold. Alle disse parametre kan i høj grad påvirke den resulteren-

de kulstoftilbagebetalingstid for bioenergi.

5.4.3 Biologiske og tekniske referencer

Bioenergiproduktion relateres til både biologiske og teknisk-økonomiske referen-

cer, dvs. antagelser om hvordan skoven og biomassen ville blive forvaltet, hvis

man ikke producerede bioenergi. Studierne er ofte udført i krydsfeltet mellem det

globale kulstofkredsløbs- og virksomhedsperspektivet, og bygger på sammenlig-

ning af en række alternative fremtidige udviklingsspor. Til de biologiske referencer

skal henføres antagelser om, hvad der ville være sket med den levende biomasse,

hvis ikke den blev høstet til bioenergi. Ville den vokse videre og akkumulere mere

kulstof? Ville den blot holde sig levende uden at akkumulere mere kulstof? Ville

den blive mere udsat for kalamiteter som stormfald, skovbrand og insekter eller

ville den blive ryddet til andre formål?

Nogle studier antager, at alternativet til hugst er at bevoksningen vokser videre og

ikke bliver fældet på noget tidpunkt. Denne antagelse er dog skrøbelig. Dels er

produktion af biomasse til energi ofte integreret med andre produktionsformål

(tømmer, cellulose, spånplader m.m.) og markedet vil typisk bestemme, om træet

sælges til det ene eller det andet formål. Alternativet til bioenergi kunne i nogle

lande også være skovrydning og konvertering til landbrug, f.eks. nogle steder i det

9 Bevoksning med træer af samme art og i samme alder.


15/25

sydøstlige USA, hvor de fleste skove er ubeskyttede og bioenergi kan være den

eneste afsætningsmulighed for træet (for diskussion af disse aspekter se notat 4:

Livscyklusvurderinger og CO2-beregningsværktøjer for fast træbiomasse). Desu-

den vil en urørt skov i nogle tilfælde blive ustabil og bryde sammen, f.eks. som føl-

ge af stormfald eller insektangreb. På europæisk niveau er det beregnet, at i perio-

den 1950-2000 blev 35 millioner m3 træ årligt skadet af forskellige naturlige forstyr-

relser (Schelhaas et al., 2003), svarende til 8,1% af den samlede hugst. Storm var

ansvarlig for 53% af ødelæggelserne efterfulgt af skovbrand (16%), barkbiller (7%),

sne (3%) og andre abiotiske og biotiske faktorer, f.eks. skadedyr. Efter stormen i

2005 har man i Sydsverige fundet en vis sammenhæng mellem bevoksningsalder

og -højde og risikoen for stormfald (Valinger & Fridman, 2011). Tilsvarende sam-

menhæng mellem højde og stormfaldsrisiko er også set i den urørte Suserup Skov

på Sjælland (Emborg et al., 2000).

Til de teknisk-økonomiske referencer henføres antagelser om, hvilke fraktioner af

biomassen der bruges til energi, konverteringseffektivitet, hvilke energiprodukter

bioenergien fortrænger og hvilke afledte effekter det kan have i enten energimar-

kedet eller tilgrænsende markeder for træprodukter, f.eks. papir og træfibre.

Da fastsættelsen af referencerne ikke kan ske entydigt på et videnskabeligt grund-

lag, er der mange fortolkningsmuligheder og store usikkerheder i de rapporterede

kulstoftilbagebetalingstider. Der er endnu kun meget få usikkerhedsanalyser, hvor

man undersøger resultaternes følsomhed over for usikkerhed i referencer og anta-

gelser.

6 Forudsætninger for kulstofneutralitet

EU-landenes reduktionsforpligtelser og afledte klima- og energistrategier baserer

sig på en antagelse om, at biomasse er en kulstofneutral energiressource. Som

beskrevet i det foregående er opfyldelsen af denne antagelse meget afhængig af, i

hvilken forståelsesramme begrebet kulstofneutralitet betragtes. Fra virksomheds-

perspektivet kan kulstofneutralitet anvendes om bioenergi generelt, fordi det ikke

tæller med i kvotesystemet og ikke er belagt med CO₂-afgifter. Fra opgørelsessy-

stemets perspektiv kan kulstofneutralitet anvendes om biomasse, der anvendes i

energisektoren og hvis kulstofindhold er redegjort for ved, at biomassen er bogført

som en udledning i arealanvendelsessektoren eller i forbindelse med etårige af-

grøder, da disse regnes som kulstofneutrale, fordi de inden for den mindste rele-

vante tidsenhed i dette system (et år) gennemfører hele deres levetid og rotation.

I det følgende redegøres for begreberne relativ og absolut kulstofneutralitet, samt

forudsætningerne for at bioenergi kan betragtes som kulstofneutral i forhold til dis-

se to begreber.

6.1 Relativ kulstofneutralitet

Studier af relativ kulstofneutralitet (f.eks. McKechnie et al., 2010; Bernier & Paré,

2012; Colnes et al., 2012; Walker et al., 2012; Zanchi et al., 2012; Jonker et al.,

2013; Lamers et al., 2013; McKechnie & MacLean, 2014; Mika & Keeton, 2014;

Withers et al., 2015) sammenligner som regel en bioenergiforsyningskæde med en

fossilforsyningskæde, der leverer de samme energiydelser. Disse studier fortæller

ikke noget om hvilken klimaeffekt, der kan forventes af en given forsyningskæde,


men rangordner forskellige forsyningskæder i forhold til deres potentielle bidrag til

global opvarmning. Den fælles reference er et teknisk system, f.eks. en specifik

biomasseforsyning og udledninger af drivhusgasser fra det tekniske system. Figur

4ii viser, at relativ kulstofneutralitet f.eks. kan opnås, hvis biomasse, som ellers ville

rådne op i skovbunden, bruges til at fortrænge en tilsvarende mængde fossil kul-

stofudledning. En sammenligning mellem en fossilt og en biobaseret forsynings-

kæde kan være relevant i forhold til at vurdere, hvordan samfundets ressourcer

skal prioriteres og for at sikre en effektiv omstilling af energiforsyningen.

6.2 Absolut kulstofneutralitet

Absolut kulstofneutralitet (se f.eks. Baral & Guha, 2004; Mitchell et al., 2009;

Cherubini et al., 2011a; Ter-Mikaelian et al., 2011; Cherubini et al., 2012; Cherubini

et al., 2013a; Cherubini et al., 2013b; Jonker et al., 2013; Lamers et al., 2013) skal

altid vurderes i forhold til atmosfærens CO2-indhold. Med andre ord er absolut kul-

stofneutralitet et spørgsmål om, om en given energikilde medfører nettoudlednin-

ger til atmosfæren eller ej. For at en energiform skal kunne siges at være CO₂-

neutral i absolut forstand, forudsætter det, at den ikke medfører nettoudledninger

af kulstof til atmosfæren. At den er bedre end et fossilt alternativ, er i denne sam-

menhæng ikke nok til at kvalificere som absolut CO₂-neutral. I det perspektiv er

CO₂-neutralitet ganske svært at opnå. Således kan hverken vindenergi, solenergi

eller geotermisk energi kaldes absolut CO₂-neutrale, fordi energiforbrug og -

processer og materialeproduktion opstrøms stadig baserer sig på et vist input af

fossil energi.

For bioenergi isoleret set kan denne kun blive absolut CO₂-neutral, hvis høst af

biomassen ikke medfører en permanent reduktion af økosystemets lager af kulstof

i levende biomasse, dødt organisk materiale og jord, svarende til situationen i Figur

4iv, hvor udledning og optag modsvarer hinanden og kulstoflagret i økosystemet

dermed er konstant. Da bioenergi også medfører udledninger opstrøms fra fossile

kilder (f.eks. ved høst og transport), kan CO₂-neutralitet kun opnås, hvis det ståen-

de lager af kulstof i økosystemet øges tilsvarende hver gang, der sker udledninger

opstrøms.

I dette perspektiv kan fossil energi også (i princippet) blive absolut CO₂-neutralt

hvis:

1 tilsvarende mængder af kulstof kan gemmes i undergrunden ved CCS10

eller

2 tilsvarende mængder af kulstof kan oplagres i økosystemer, f.eks. ved skov-

rejsning og tilførsel af såkaldt biokul til jorden, svarende til situationen i Figur

4iii, hvor økosystemets optag er lig med fossil udledning.

10

Carbon Capture and Storage. Lagring af CO₂ i undergrunden, f.eks. i gamle oliefelter.


17/25

Figur 4. Forudsætninger for opnåelse af relativ eller absolut kulstofneutralitet i forhold den nuvæ-

rende tilstand af kulstofudledninger fra både fossile lagre og som følge af ændret arealanvendelse

(i). Parametrene a, e og f angiver udveksling af kulstof fra hhv. atmosfæren, økosystemer og fos-

sile lagre. Positive værdier (x og y) angiver et flow fra et reservoir, negative værdier et flow til et

reservoir. Med reference til Figur 2 er den nuværende situation (øverst til venstre) at udledning fra

økosystemer er x = 1,1 milliarder tons, udledningen fra fossile lagre y = 7,8 milliarder tons og til-

førslen til atmosfæren er a = -8,9 milliarder tons (negativt fortegn da en tilførsel regnes som en

negativ udveksling).

For både relativ og absolut kulstofneutralitet vanskeliggøres vurderingen af, at der

kan være en betydelig tidmæssig afkobling af processerne. Ændringer i jordens og

skovenes kulstoflagre foregår normalt ved relativt langsomme processer, formentlig

århundreder, men kulstofneutralitetsbegrebet definerer ikke, hvilket tidsrum der er

relevant.

IPCC's retningslinjer for opgørelse af ændringer af kulstof i jord angiver et standard

tidsperspektiv på 20 år (IPCC, 2006), men de enkelte lande kan anvende andre og

mere lokalitetsrelevante tidsperspektiver. Den danske rapportering til Kyoto Proto-

kollen anvender f.eks. et tidsperspektiv på 50 år (Nielsen et al., 2014). Den rette

tidshorisont kan ikke entydigt defineres, men i forhold til globale klimaforandringer

kan man vælge at anvende IPCC's indikationer af et absolut spillerum for CO₂-


udledninger i dette århundrede. Det vil indebære, at CO₂-neutralitet skal være op-

nået inden for højst 85 år (Dehue, 2013). Denne grænse kan dog ikke opfattes

som ’den rigtige’, da det også kan være relevant at se på atmosfærens CO₂-

indhold efter år 2100, særligt hvis reduktionsmålene ikke er nået i år 2100.

6.3 Klimaneutralitet

I de senere år er der publiceret en række studier, som udvider begrebet kulstofneu-

tralitet med inddragelse af viden om drivhusgassernes skæbne i atmosfæren og

klimasystemets reaktion på ændret drivhusgaskoncentration i atmosfæren (f.eks.

Cherubini et al., 2011b; Sathre & Gustavsson, 2011; Pingoud et al., 2012; Repo et

al., 2012; Guest et al., 2013a; Guest et al., 2013b; Haus et al., 2014; Kilpeläinen et

al., 2015).

Når drivhusgasser udledes til atmosfæren forbliver de ikke nødvendigvis i atmo-

sfæren til evig tid. En del nedbrydes af elektromagnetisk stråling, f.eks. UV-stråling,

en del optages i havene og noget optages i ny vegetation. Drivhusgassernes

skæbne beskrives ved en impulsresponsfunktion (IRF), som angiver hvor stor en

del af en emissionspuls, der er tilbage i atmosfæren efter et givent tidsrum. For

CO₂ gælder det, at 30-50% af en emissionspuls vil være at finde i atmosfæren ef-

ter 100 år, og formentlig vil ca. 20% af en emission forblive i atmosfæren i tusinder

af år (Joos et al., 2013).

Der er en vis inerti i atmosfærens temperaturrespons på øget drivhusgaskoncen-

tration og dermed ændret strålingsbalance11

. Særligt opvarmning af den store

masse i havene forsinker opvarmningen af atmosfæren. Når ovenstående elemen-

ter lægges oven i analyser af kulstofneutralitet, ændrer det som regel ikke funda-

mentalt på konklusionerne, men det ændrer den tid, det tager at opnå neutralitet.

Withers et al. (2015) har sammenlignet den tid, det tager at opnå hhv. kulstofneu-

tralitet, strålingsneutralitet og temperaturneutralitet for en specifik bioenergi forsy-

ningskæde og finder at strålingsneutraliteten opnås hurtigst, derefter temperatur-

neutralitet og senest kulstofneutralitet.

I de danske medier har debatten om kulstofneutralitet forenklet set været delt i to

lejre. Den ene har primært fokuseret på kulstofberegninger efter bogføringssyste-

met, ifølge hvilket bioenergi kan siges at være CO₂-neutralt, når kulstofudledningen

er bogført i arealanvendelsessektoren, som tilfældet er for dansk biomasse. Den

anden har fokuseret på det globale kulstofkredsløbsperspektiv, ifølge hvilket bio-

energi kun er CO₂-neutralt, hvis f.eks. fossile udledninger i forbindelse med pro-

duktion, høst og transport opvejes af at øget CO₂-optag i økosystemet. Uenighe-

den bygger således ikke nødvendigvis på forskellige indsigter og erkendelser om-

kring biomasse og bioenergi, men snarere på at debattørerne tager udgangspunkt i

forskellige forståelsesrammer.

Når de faktiske drivhusgasudledninger fra bioenergi i den enkelte virksomhed eller

på nationalt niveau ikke nødvendigvis stemmer overens med de opgjorte udlednin-

11

Ændret strålingsbalance opgøres af IPCC som ’Radiative Forcing’ og måles i W/m2. Drivhusgasserne

opfanger den infrarøde stråling fra jorden, men lader den ultraviolette stråling fra solen passere. Når

koncentrationen af drivhusgasser i atmosfæren ændres, ændres også balancen mellem den indgående

og den udgående stråling. Denne ændring kaldes ’Radiative Forcing’.


19/25

ger, kan analyser af klimagevinsten af bioenergi komme til modsatrettede konklu-

sioner, alene hvis forståelsesrammerne er forskellige. Det er dog vigtigt at holde

sig for øje, at bioenergi i sig selv ikke er CO₂-neutralt, men bioenergi kan gøres

CO₂-neutralt i et givent tidsperspektiv, hvis skove og andre økosystemer forvaltes

på en måde, der sikrer fortsat produktivitet.


Bilag A Kilder og litteraturhenvisning

Agostini, A., J. Giuntoli & A. Boulamanti (2013). Carbon accounting of forest bioen-

ergy: Conclusions and recommendations from a critical literature review. L. Marelli.

Ispra, IT, Joint Research Centre, Institute for Energy and Transport.

Baral, A. & G. S. Guha (2004). Trees for carbon sequestration or fossil fuel substi-

tution: the issue of cost vs. carbon benefit. Biomass and Bioenergy 27(1): 41-55.

Beer, C., M. Reichstein, E. Tomelleri, P. Ciais, M. Jung, N. Carvalhais, C.

Rödenbeck, M. A. Arain, D. Baldocchi, G. B. Bonan, A. Bondeau, A. Cescatti, G.

Lasslop, A. Lindroth, M. Lomas, S. Luyssaert, H. Margolis, K. W. Oleson, O. Roup-

sard, E. Veenendaal, N. Viovy, C. Williams, F. I. Woodward & D. Papale (2010).

Terrestrial Gross Carbon Dioxide Uptake: Global Distribution and Covariation with

Climate. Science 329(5993): 834-838.

Bernier, P. & D. Paré (2012). Using ecosystem CO2 measurements to estimate the

timing and magnitude of greenhouse gas mitigation potential of forest bioenergy.

GCB Bioenergy: n/a-n/a.

Buchholz, T., M. D. Hurteau, J. Gunn & D. Saah (2015). A global meta-analysis of

forest bioenergy greenhouse gas emission accounting studies. GCB Bioenergy:

n/a-n/a.

Cherubini, F., R. M. Bright & A. H. Stromman (2012). Site-specific global warming

potentials of biogenic CO2 for bioenergy: contributions from carbon fluxes and al-

bedo dynamics. Environmental Research Letters 7(4).

Cherubini, F., R. M. Bright & A. H. Stromman (2013a). Global climate impacts of

forest bioenergy: what, when and how to measure? (vol 8, 014049, 2013). Envi-

ronmental Research Letters 8(2).

Cherubini, F., T. Gasser, R. M. Bright, P. Ciais & A. H. Stromman (2014). Linearity

between temperature peak and bioenergy CO2 emission rates. Nature Clim.

Change 4(11): 983-987.

Cherubini, F., G. Guest & A. H. Stromman (2013b). Bioenergy from forestry and

changes in atmospheric CO2: Reconciling single stand and landscape level ap-

proaches. Journal of Environmental Management 129: 292-301.

Cherubini, F., G. P. Peters, T. Berntsen, A. H. Strømman & E. Hertwich (2011b).

CO2 emissions from biomass combustion for bioenergy: atmospheric decay and

contribution to global warming. GCB Bioenergy 3(5): 413-426.

Cherubini, F., A. H. Stromman & E. Hertwich (2011a). Effects of boreal forest man-

agement practices on the climate impact of CO2 emissions from bioenergy. Eco-

logical Modelling 223(1): 59-66.

Ciais, P., A. S. Denning, P. P. Tans, J. A. Berry, D. A. Randall, G. J. Collatz, P. J.

Sellers, J. W. C. White, M. Trolier, H. A. J. Meijer, R. J. Francey, P. Monfray & M.


21/25

Heimann (1997). A three-dimensional synthesis study of isotope18 O in atmos-

pheric CO2: 1. Surface fluxes. J. Geophys. Res. 102(D5): 5857-5872.

Ciais, P., C. Sabine, G. Bala, L. Bopp, V. Brovkin, J. Canadell, A. Chhabra, R. De-

Fries, J. Galloway, M. Heimann, C. Jones, C. Le Quéré, R.B. Myneni, S. Piao and

P. Thornton (2013). Carbon and Other Biogeochemical Cycles. In: Climate Change

2013: The Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fifth As-

sessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change [Stocker,

T.F., D. Qin, G.-K. Plattner, M. Tignor, S.K. Allen, J. Boschung, A. Nauels, Y. Xia,

V. Bex and P.M. Midgley (eds.)]. Cambridge University Press, Cambridge, United

Kingdom and New York, NY, USA, pp. 465–570.

Colnes, A., K. Doshi, H. Emick, A. Evans, R. Perschel, T. Robards, D. Saah & A.

Sherman (2012). Biomass Supply and Carbon Accounting for Southeastern For-

ests. Montpelier, VT, USA, Biomass Energy Resource Center: 123.

Cowie, A., G. Berndes & T. Smith (2013). On the Timing of Greenhouse Gas Miti-

gation Benefits of Forest-Based Bioenergy. Dublin, IE, IEA Bioenergy.

Dehue, B. (2013). Implications of a ‘carbon debt' on bioenergy's potential to miti-

gate climate change. Biofuels, Bioproducts and Biorefining 7(3): 228-234.

Direktiv 2009/28/EF om fremme af anvendelsen af energi fra vedvarende energi-

kilder og om ændring, http://eur-lex.europa.eu/legal-

content/DA/TXT/PDF/?uri=CELEX:32009L0028&from=EN

Eliasson, P., M. Svensson, M. Olsson & G. I. Ågren (2013). Forest carbon balanc-

es at the landscape scale investigated with the Q model and the CoupModel – Re-

sponses to intensified harvests. Forest Ecology and Management 290(0): 67-78.

Emborg, J., M. Christensen & J. Heilmann-Clausen (2000). The structural dynam-

ics of Suserup Skov, a near-natural temperate deciduous forest in Denmark. Forest

Ecology and Management 126(2): 173-189.

Fargione, J., J. Hill, D. Tilman, S. Polasky & P. Hawthorne (2008). Land Clearing

and the Biofuel Carbon Debt. Science 319(5867): 1235-1238.

Field, C. B., M. J. Behrenfeld, J. T. Randerson & P. Falkowski (1998). Primary Pro-

duction of the Biosphere: Integrating Terrestrial and Oceanic Components. Science

281(5374): 237-240.

Field, C. B., J. T. Randerson & C. M. Malmström (1995). Global Net Primary Pro-

duction: Combining Ecology and Remote Sensing. Remote Sensing of Environ-

ment 51: 74-88.

Framstad, E., H. d. Wit, R. Mäkipää, M. Larjavaara, L. Vesterdal & E. Karltun

(2013). Biodiversity, carbon storage and dynamics of old northern forests. Te-

maNord. Copenhagen, DK, Nordic Council of Ministers: 130.

Graudal, L., U. B. Nielsen, E. Schou, B. J. Thorsen, J. K. Hansen, N. S. Bentsen &

V. K. Johannsen (2013). Perspektiver for skovenes bidrag til grøn omstilling mod




en biobaseret økonomi: Muligheder for bæredygtig udvidelse af dansk produceret

vedmasse 2010-2100. København, IGN/Skov & Landskab, IFRO/Skov & Land-

skab.

Guest, G., R. M. Bright, F. Cherubini & A. H. Strømman (2013a). Consistent quanti-

fication of climate impacts due to biogenic carbon storage across a range of bio-

product systems. Environmental Impact Assessment Review 43(0): 21-30.

Guest, G., F. Cherubini & A. H. Stromman (2013b). Climate impact potential of

utilizing forest residues for bioenergy in Norway. Mitigation and Adaptation Strate-

gies for Global Change 18(8): 1089-1108.

Haberl, H., D. Sprinz, M. Bonazountas, P. Cocco, Y. Desaubies, M. Henze, O. Her-

tel, R. K. Johnson, U. Kastrup, P. Laconte, E. Lange, P. Novak, J. Paavola, A.

Reenberg, S. van den Hove, T. Vermeire, P. Wadhams & T. Searchinger (2012).

Correcting a fundamental error in greenhouse gas accounting related to bioenergy.

Energy Policy 45(0): 18-23.

Hansen, K., L. Vesterdal, I. K. Schmidt, P. Gundersen, L. Sevel, A. Bastrup-Birk, L.

B. Pedersen & J. Bille-Hansen (2009). Litterfall and nutrient return in five tree spe-

cies in a common garden experiment. Forest Ecology and Management 257(10):

2133-2144.

Haus, S., L. Gustavsson & R. Sathre (2014). Climate mitigation comparison of

woody biomass systems with the inclusion of land-use in the reference fossil sys-

tem. Biomass and Bioenergy 65(0): 136-144.

Holtsmark, B. (2012). Harvesting in boreal forests and the biofuel carbon debt.

Climatic Change 112(2): 415-428.

Holtsmark, B. (2013a). Boreal forest management and its effect on atmospheric

CO2. Ecological Modelling 248: 130-134.

Holtsmark, B. (2013b). Quantifying the global warming potential of CO2 emissions

from wood fuels. GCB Bioenergy: n/a-n/a.

Holtsmark, B. (2013c). The outcome is in the assumptions: analyzing the effects on

atmospheric CO2 levels of increased use of bioenergy from forest biomass. Global

Change Biology Bioenergy 5(4): 467-473.

Imhoff, M. L., L. Bounoua, T. Ricketts, C. Loucks, R. Harriss & W. T. Lawrence

(2004). Global patterns in human consumption of net primary production. Nature

429(6994): 870-873.

IPCC (2006). 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories,

Prepared by the National Greenhouse Gas Inventories Programme. S. Eggleston,

L. Buendia, K. Miwa, T. Ngara and K. Tanabe. Hayama, JP, Intergovernmental

Panel of Climate Change.

Johannsen, V. K., K. Nielsen, B. Fritzbøger, E. Buchwald, H. Serup, P. F. Møller, I.

K. Schmidt, S. Kepfer Rojas, T. Nord-Larsen, J. B. Larsen, M. Christensen, B. B.


23/25

Jørgensen, L. Vesterdal, F. Rune, A. Y. Halse, T. Riis-Nielsen & M. F. Arndal

(2015). Opgørelsesmetoder og udvikling i dødt ved (2. udg.). Frederiksberg, DK,

Institut for Geovidenskab og Naturforvaltning, Københavns Universitet.

Jonker, J. G. G., M. Junginger & A. Faaij (2013). Carbon payback period and car-

bon offset parity point of wood pellet production in the South-eastern United States.

GCB Bioenergy: n/a-n/a.

Joos, F., R. Roth, J. S. Fuglestvedt, G. P. Peters, I. G. Enting, W. von Bloh, V.

Brovkin, E. J. Burke, M. Eby, N. R. Edwards, T. Friedrich, T. L. Frolicher, P. R. Hal-

loran, P. B. Holden, C. Jones, T. Kleinen, F. T. Mackenzie, K. Matsumoto, M.

Meinshausen, G. K. Plattner, A. Reisinger, J. Segschneider, G. Shaffer, M. Stein-

acher, K. Strassmann, K. Tanaka, A. Timmermann & A. J. Weaver (2013). Carbon

dioxide and climate impulse response functions for the computation of greenhouse

gas metrics: a multi-model analysis. Atmospheric Chemistry and Physics 13(5):

2793-2825.

Kilpeläinen, A., P. Torssonen, H. Strandman, S. Kellomäki, A. Asikainen & H. Pel-

tola (2015). Net climate impacts of forest biomass production and utilization in

managed boreal forests. GCB Bioenergy: n/a-n/a.

Lamers, P. & M. Junginger (2013). The ‘debt’ is in the detail: A synthesis of recent

temporal forest carbon analyses on woody biomass for energy. Biofuels, Bioprod-

ucts and Biorefining 7(4): 373-385.

Lamers, P., M. Junginger, C. C. Dymond & A. Faaij (2013). Damaged forests pro-

vide an opportunity to mitigate climate change. GCB Bioenergy: n/a-n/a.

Leemans, R., A. van Amstel, C. Battjes, E. Kreileman & S. Toet (1996). The land

cover and carbon cycle consequences of large-scale utilizations of biomass as an

energy source. Global Environmental Change 6(4): 335-357.

Mackey, B., I. C. Prentice, W. Steffen, J. I. House, D. Lindenmayer, H. Keith & S.

Berry (2013). Untangling the confusion around land carbon science and climate

change mitigation policy. Nature Climate Change 3(6): 552-557.

Matthews, R., N. Mortimer, E. Mackie, C. Hatto, A. Evans, O. Mwabonje, T.

Randle, W. Rolls, M. Sayce & I. Tubby (2014). Carbon impacts of using biomass in

bioenergy and other sectors: forests. Report URN 12D/085. Forestry Commission,

Surrey, UK.

McKechnie, J., S. Colombo, J. Chen, W. Mabee & H. L. MacLean (2010). Forest

Bioenergy or Forest Carbon? Assessing Trade-Offs in Greenhouse Gas Mitigation

with Wood-Based Fuels. Environmental Science & Technology 45(2): 789-795.

McKechnie, J. & H. L. MacLean (2014). Implications of emissions timing on the

cost-effectiveness of greenhouse gas mitigation strategies: application to forest

bioenergy systems. GCB Bioenergy 6(4): 414-424.


Mika, A. M. & W. S. Keeton (2014). Net carbon fluxes at stand and landscape

scales from wood bioenergy harvests in the US Northeast. GCB Bioenergy: n/a-

n/a.

Mitchell, S. R., M. E. Harmon & K. E. B. O'Connell (2009). Forest fuel reduction

alters fire severity and long-term carbon storage in three Pacific Northwest ecosys-

tems. Ecological Applications 19(3): 643-655.

Nansai, K., S. Kagawa, Y. Kondo, S. Suh, K. Nakajima, R. Inaba, Y. Oshita, T.

Morimoto, K. Kawashima, T. Terakawa & S. Tohno (2012). Characterization of

Economic Requirements for a “Carbon-Debt-Free Country”. Environmental Science

& Technology 46(1): 155-163.

Nielsen, O.-K., M. S. Plejdrup, M. Winther, M. Nielsen, S. Gyldenkærne, M. H. Mik-

kelsen, R. Albrektsen, M. Thomsen, K. Hjelgaard, L. Hoffmann, P. Fauser, H. G.

Bruun, V. K. Johannsen, T. Nord-Larsen, L. Vesterdal, I. S. Møller, O. H. Casper-

sen, E. Rasmussen, S. B. Petersen, L. Baunbæk & M. G. Hansen (2014). Den-

mark's National Inventory Report 2014. Emission Inventories 1990-2012 - Submit-

ted under the United Nations Framework Convention on Climate Change and the

Kyoto Protocol. Scientific Report from DCE – Danish Centre for Environment and

Energy. Aarhus, DK, Aarhus University, DCE – Danish Centre for Environment and

Energy: 1214.

Nord-Larsen, T., V. K. Johannsen, T. Riis-Nielsen, I. M. Thomsen, K. Larsen & B.

B. Jørgensen (2014). Forests and Plantations 2013 [In Danish: Skove og plantager

2013]. Frederiksberg, DK, Forest and Landscape, University of Copenhagen: 66.

Pingoud, K., T. Ekholm & I. Savolainen (2012). Global warming potential factors

and warming payback time as climate indicators of forest biomass use. Mitigation

and Adaptation Strategies for Global Change 17(4): 369-386.

Repo, A., R. Känkänen, J.-P. Tuovinen, R. Antikainen, M. Tuomi, P. Vanhala & J.

Liski (2012). Forest bioenergy climate impact can be improved by allocating forest

residue removal. GCB Bioenergy 4(2): 202-212.

Sathre, R. & L. Gustavsson (2011). Time-dependent climate benefits of using for-

est residues to substitute fossil fuels. Biomass and Bioenergy 35(7): 2506-2516.

Schelhaas, M.-J., G.-J. Nabuurs & A. Schuck (2003). Natural disturbances in the

European forests in the 19th and 20th centuries. Global Change Biology 9(11):

1620-1633.

Searchinger, T., R. Heimlich, R. A. Houghton, F. Dong, A. Elobeid, J. Fabiosa, S.

Tokgoz, D. Hayes & T. H. Yu (2008). Use of U.S. Croplands for Biofuels Increases

Greenhouse Gases Through Emissions from Land-Use Change. Science

319(5867): 1238-1240.

Sedjo, R. & X. Tian (2012). Does Wood Bioenergy Increase Carbon Stocks in For-

ests? Journal of Forestry 110(6): 304-311.


25/25

Ter-Mikaelian, M. T., S. J. Colombo & J. Chen (2015). The Burning Question: Does

Forest Bioenergy Reduce Carbon Emissions? A Review of Common Misconcep-

tions about Forest Carbon Accounting. Journal of Forestry 113(1): 57-68.

Ter-Mikaelian, M. T., J. McKechnie, S. J. Colombo, J. Chen & H. L. MacLean

(2011). The carbon neutrality assumption for forest bioenergy: A case study for

northwestern Ontario. The Forestry Chronicle 87(5).

Valinger, E. & J. Fridman (2011). Factors affecting the probability of windthrow at

stand level as a result of Gudrun winter storm in southern Sweden. Forest Ecology

and Management 262(3): 398-403.

Vesterdal, L., B. Elberling, J. R. Christiansen, I. Callesen & I. K. Schmidt (2012).

Soil respiration and rates of soil carbon turnover differ among six common Europe-

an tree species. Forest Ecology and Management 264(0): 185-196.

Walker, T., P. Cardellichio, J. S. Gunn, D. S. Saah & J. M. Hagan (2012). Carbon

Accounting for Woody Biomass from Massachusetts (USA) Managed Forests: A

Framework for Determining the Temporal Impacts of Wood Biomass Energy on

Atmospheric Greenhouse Gas Levels. Journal of Sustainable Forestry 32(1-2):

130-158.

Withers, M. R., R. Malina & S. R. H. Barrett (2015). Carbon, climate, and economic

breakeven times for biofuel from woody biomass from managed forests. Ecological

Economics 112(0): 45-52.

Zanchi, G., N. Pena & N. Bird (2012). Is woody bioenergy carbon neutral? A com-

parative assessment of emissions from consumption of woody bioenergy and fossil

fuel. GCB Bioenergy 4(6): 761-772.

Zhao, M., F. A. Heinsch, R. R. Nemani & S. W. Running (2005). Improvements of

the MODIS terrestrial gross and net primary production global data set. Remote

Sensing of Environment 95(2): 164-176.

kulstofkredsløb, kulstofgæld og co2 neutralitet · det er i sig selv ikke et udtryk for, at...

Documents