Uppsala universitet Forskarskolan i Geografi

Anna Levin

Att mäta och kommunicera hållbart

En analys av ett svenskt lantbruk

Levin A. 2011: Att mäta och kommunicera hållbart. En analys av ett svenskt lantbruk. Kulturgeografiska institutionen. Forskarskolan i Geografi. 161 pp. Uppsala. Swedish text. Abstract Tools that highlight the human impact on ecosystems and the accelerating depletion of natural resources are essential in the strife towards a more sustainable way of living. Emergy analysis is a scientific and robust method to assess the degree of sustainability of human as well as natural systems. Despite the advantages of the method, its public breakthrough has been slow. One reason could be that the results of an emergy analysis are difficult to grasp. In contrast, ecological footprint is a concept that has a widespread impact, much due to its pedagogical disposition. Ecological footprint made use of the vision to develop a method to well communicate the magnitude of human effect on nature. Another more recently created method suitable in this context is ecosystem services. Ecosystem services as a concept is not yet so well developed methodologically, but its use of mainstream concepts point toward a promising application. The main purpose of this study is to make the emergy analysis and ecosystem services methods more accessible and also to facilitate effective communication of the results from these methods. The second part of the study aims to assess the degree of sustainability of an agricultural system in central Sweden by means of emergy analysis and ecosystems services. By demonstrating the results of the emergy analysis as a foot- and fingerprint, a better understanding of the outcome may be achieved. The footprint, here called emergy-based footprint, visualizes all resources used in the production system. An emergy-based fingerprint identifies the resources of the most important items in the system. Furthermore, ecosystem services are evaluated from a data matrix and presented by means of a radar diagram. Alternative scenarios for the agricultural system were created in the study, each presented as an emergy-based foot- and fingerprint, as well as by means of a radar diagram to visualize the values of the ecosystem services. Together, these methods demonstrate the sustainability characteristics of the different production systems. Results from this study suggest the agricultural system analysed, as well as the developed scenarios, not to be sustainable. The use of emergy analysis combined with ecosystem services and the visualization methods developed in this study, serve to provide accessible and effective communication methods when aiming to transform agricultural systems towards sustainability. The communication methods developed in this study are also applicable in systems other than agriculture. Keywords: Resource use, sustainability, agricultural system, emergy-based foot- and fingerprint, ecosystem services, communication ISBN 978-91-506-2217-1 Omslag: Foto från Östra Arådalens fäbod, juli 2009. Fotograf Anna Levin. Figurerna, fot- och fingeravtrycksgumman, är ritade av Freja Björklund, april 2011. Lalla Andersson har redigerat bilden. Slutbearbetningen har Petra Wåhlin genomfört.

3

Förord

Genom livet formas vi kontinuerligt som människor och individer. Vissa händelser och tidsperioder tycks dock vara mer tongivande i formgivningen än andra. För mig har den absolut mest betydelsefulla och mest identitetsskapande perioden i mitt liv varit då jag har haft förmånen att få vara verksam inom lantbruket. Perioden varade i bra precis 20 år. Under nio av dessa år hade jag privilegiet att få företräda mina arbetskamrater på nationell basis i det fackliga arbetet i Svenska Lantarbetar Förbundet. Med dessa erfarenheter i ryggsäcken känns det svårt att gå vilse. Erfarenheterna har varit en del av mig i mina forskarstudier, och ett stöd i den empirin som ligger till grund för den här studien. Denna uppsats är ett litet steg, men ändå ett steg till i utvecklingen mot ökad hållbarhet, genom att förhoppningsvis ge inspiration till användandet av nya värderingsmetoder. Till nytta inom lantbruksområdet men kanske även inom andra sektorer.

Att producera en licentiatuppsats är definitivt ett lagarbete och jag vill av den anledningen tacka alla de som på ett eller annat sätt funnits till min hjälp. Först och främst vill jag tacka Göran Hoppe och Jan Boelhouwers, mina handledare som med sitt språkliga sinne lotsat mig i skrivandet och stöttat mig vetenskapligt. Utan Johanna Björklund skulle inte uppsatsen vara vad den är idag, Johanna var den som välkomnade mig in i den deltagardrivan forskningsgruppen Klimatsmart lantbruk. Tack Johanna, för den resa du tagit mig med på. Birgitta och Calle Höglund har öppnat sin gård och verksamhet för min forskning och för mig som människa. De har i alla skeden av undersökningen fördjupat reflektionerna kring lantbruk, praktik, teori, hållbar utveckling och forskning. Hela gruppen i Klimatsmart lantbruk är jag skyldig ett tack. Med dem har idéer grott och växt, under alla möten, gårdsbesök, telefonsammanträden och informella samtal. Ett stort tack till Stefan Nyhem, programrektor på Lundellska skolan i Uppsala, som alltid försöker skapa bra förutsättningar för alla. I det här fallet såg du genast den utvecklingspotential, för både skolans och min del, som den kompetenshöjning Forskarskolan i geografi skulle kunna leda till.

Kulturgeografiska institutionen har varit min rumsliga placering under studierna och den stämning och kreativitet som råder där har varit ett verkligt stöd den här tiden. Jag riktar ett stort allmänt tack till alla på institutionen. Jan Öhman vill jag tacka speciellt, då han varit den drivande kraft som lett fram till förverkligandet av Forskarskolan i geografi. För oss i Forskarskolan har Peeter Maandi varit den sammanhållande länken, alltid

4

kapabel att finna lösningar på problem, kombinerat med uppbyggande kommentarer och glimten i ögat. Tack också alla kursansvariga och föreläsare på de intresseväckande forskarkurser som jag har gått. Merawi Tezera har varit min räddare I nöden då dator och programvaror saknats eller krånglat. Till hjälp i alla vardagliga ärenden har alltid Ewa Hodell och Kerstin Edlund funnits.

Vad vore ett arbete utan arbetskamrater? Mikael Wingård och Bert Eriksson har varit mina under dessa år och det är jag verkligen glad för. Vi har läst varandras texter, kompletterat varandra i studierna och ventilerat bekymmer, på ett alltigenom konstruktivt sätt. Tack Mikael och Bert. Clas Lindberg har nogsamt läst och kritiserat min uppsats och därtill bistått med goda organisationsförslag på text och rubrik. För att få möjlighet att utvecklas inom sitt ämne, sin teori behövs en motspelare. I Erik Grönlund från Mittuniversitetet i Östersund, har jag haft en sådan. Erik har med sina djupa kunskaper om emergi och sitt prestigelösa förhållningssätt till teorin, erbjudit de vetenskapliga tankarna näring. Daniel A. Bergquist från Uppsala centrum för hållbar utveckling, har gett mig det pedagogiska och metodmässiga stöd i emergiberäkningarna som varit nödvändigt för att producera de resultat som har kommit fram. Tack också Daniel, för de intresseväckande mer allmänt hållna emergisamtalen och samtalen kring hållbar utveckling.

Forskarutbildningen har erbjudit många nya möjligheter, ett sådant exempel är den internationella konferensen i ”Utbildning för hållbar utveckling” i Ulan Baator i Mongoliet. En som jag i synnerhet vill tacka för att ha erbjudits den chansen är Lena Molin på Institutionen för pedagogik, didaktik och utbildningsstudier vid Uppsala universitet. Tack också Mattias Arrhenius, Andreas Grahn, Tomas Torbjörnsson och Mikael Wingård för trevligt resesällskap.

Att göra forskning tillgänglig och kommunikativ, utan att för den skull ge avkall på vetenskapligheten har varit en av mina målsättningar. En som på ett illustrativt sätt har lyckats med det är Freja Björklund, som har skapat den tänkvärda gumman på omslaget.

Som brukligt har jag sparat de allra käraste till sist. Tack Lalla, för att du är nära mig och för att du alltid stärker mig i min tro på att det jag gör är viktigt. Och tack Sebastian, för att du finns som min alldeles egna variant av och koppling till de framtida generationerna.

Uppsala i slutet av april år 2011

Innehållsförteckning

Förord .............................................................................................................. 3

1. Inledning ..................................................................................................... 7 Syfte ........................................................................................................... 9 Disposition ............................................................................................... 10

2. Hållbar utveckling ..................................................................................... 12 2.1 En tillbakablick ................................................................................. 12 2.2 Ett begrepp med inbyggd paradox ..................................................... 14 2.3 Politisk oenighet ett hinder för hållbar utveckling ............................ 15 2.4 Kommunikation en betydelsefull faktor ............................................ 15 2.5 Stark position för lärandet inom ramen för hållbar utveckling ......... 16 2.6 Didaktisk forskning är en betydelsefull komponent i förändringsprocessen ................................................................................ 17 2.7 Materialistisk dialektik, miljöetik och ekofeminism som inspirationskälla för utbildningen för hållbar utveckling ......................... 18 2.8 Lär man sig hållbar utveckling annorlunda än man lär sig annat? .... 19 2.9 Konstruktiva steg mot en hållbar framtid genom ett pluralistiskt förhållningssätt ......................................................................................... 20 2.10 Att bedöma hållbar utveckling ........................................................ 21

3. Ekologiskt fotavtryck, emergi och ekosystemtjänster .............................. 22 3.1 Ekologiskt fotavtryck ........................................................................ 22

3.1.1 Metodens utveckling ................................................................... 22 3.1.2 Beräkning av ekologiskt fotavtryck ........................................... 23 3.1.3 Beräkningen - steg för steg ........................................................ 25 3.1.4 Datakällor .................................................................................. 25 3.1.5 Mänsklighetens ekologiska fotavtryck ...................................... 26 3.1.6 Förtjänster och brister med ekologiskt fotavtryck ..................... 26

3.2 Emergi och emergianalys .................................................................. 33 3.2.1 En kort tillbakablick .................................................................. 34 3.2.2 Teoretiska utgångspunkter ......................................................... 34 3.2.3 Förtjänster och brister med emergianalys .................................. 40 3.2.4 Emergianalys som värdering av hållbar utveckling ................... 45

3.3 Ekosystemtjänster .............................................................................. 45 3.3.1 Definition av ekosystemtjänster................................................. 46 3.3.2 Värdering av ekosystemtjänster ................................................. 46 3.3.3 Millennium Ecosystem Assessment .......................................... 48 3.3.4 Ekosystemtjänster och hållbar utveckling ................................. 49

4. Finns behov av ytterligare värderingsmetoder? ........................................ 51 4.1 Värdera hållbar utveckling ................................................................ 51

4.2 Data, indikator eller index? ............................................................... 53 4.3 Vad kan ekologiskt fotavtryck, emergianalys och ekosystemtjänster bidra med? ................................................................................................ 53

5. Jordbrukets utveckling .............................................................................. 56 5.1 Från självhushållning till stordrift ..................................................... 56 5.2 Den brukade arealen .......................................................................... 57 5.3 Jordbrukets expansion ger avtryck .................................................... 58 5.4 Resurser och jordbruket..................................................................... 60 5.5 Hållbart lantbruk ............................................................................... 61

6. Metod ........................................................................................................ 64 6.1 Lärande för hållbar utveckling, en del av metoden ........................... 64 6.2 Fallstudien ......................................................................................... 66 6.3 Konstruktion av scenarier .................................................................. 66 6.4 Genomförande av en emergianalys ................................................... 67 6.5 Fot- och fingeravtryck ....................................................................... 71 6.6 Värdering av ekosystemtjänster med bedömningsmatris .................. 73 6.7 Analys av de framtagna metoderna ................................................... 76

7. Resultat ..................................................................................................... 77 7.1 Nuvarande driftsform ........................................................................ 77

7.1.1 Resultat som grundlagts på emergianalysen .............................. 77 7.1.2 Ekosystemtjänsters status .......................................................... 83

7.2 Ekologisk driftsform ........................................................................ 84 7.2.1 Resultat som grundlagts på emergianalysen .............................. 85 7.2.2 Ekosystemtjänsters status .......................................................... 89

7.3 Konventionell driftsform ................................................................... 90 7.3.1 Resultat som grundats på emergianalysen ................................. 91 7.3.2 Ekosystemtjänsters status ......................................................... 96

8. Skillnader och likheter mellan driftsformerna .......................................... 97 8.1 Vägledning av index och transformitet ............................................. 98 8.2 Vägledning av emergibaserade fotavtryck ...................................... 103 8.3 Vägledning av emergibaserade fingeravtryck ................................. 103 8.4 Värderingen av ekosystemtjänster ................................................... 104

9. Diskussion om emergi ............................................................................. 105 9.1 Transformitetsvärden ...................................................................... 105 9.2 Emergianalys som beräkningsgrund för fot- och fingeravtryck ...... 106

10. Hållbar utveckling och metoderna ........................................................ 108 Slutsats ................................................................................................... 110

Referenser ................................................................................................... 111

Bilagor ........................................................................................................ 121

7

1. Inledning

En drivkraft för att bedriva forskning är den rent vetenskapliga nyfikenheten, en annan att finna lösningar på existerande problem. Vilka frågor som ställs och vilka problem som definieras speglas delvis av rådande samhällsdiskurs och forskningskultur. I modern tid har forskningen präglats av ett något avgränsat men effektivt sektorstänkande. Som en konsekvens av den kulturen har stora vetenskapliga framsteg skett inom respektive disciplin, till gagn för mänskligheten. En annan följd är att helhetstänkandet inte har utvecklats i samma takt som den mer avgränsade vetenskapen (Scheffer 2009, s. 1). Det holistiska sättet att se på världen, i både liten och stor skala, har hamnat på en plats i skymundan. Inom lantbrukssektorn, existerar en lång tradition av forskning kring produktivitetshöjning inom olika produktionsgrenar medan forskning kring sambandseffekter mellan dem och eventuella ekologiska konsekvenser av produktionen har en mycket kort tradition.

Ett sätt att beskriva situationen är säga att kunskapen har blivit tätare inom respektive disciplin (Hägerstrand 2009, s. 53). Några uttrycksfulla referat från en artikel publicerad år 2004- tar upp frågeställningar som berör ämnet:

I began to question whether one could grasp the complexities of ”how things worked” by studying pieces … whether one could build understanding of complex systems by putting pieces together in the hopes of constructing wholes (Brown 2004).

Just så förhåller vi oss till kunskap idag, vi placerar den i olika ”lådor” och tänker att den rent hypotetiskt skulle gå att sammanföra, men om någon verkligen skulle prova, kommer det att visa sig att bitarna passar dåligt ihop (Hägerstrand 2009, s. 54). H.T. Odum yttrade många gånger orden: ”one needs a macroscope to see the whole” (Brown 2004). Den bärande idén bakom modern västerländsk vetenskapskultur har vanligen inte grundlagts med hjälp av makroskop och helhetssyn, snarare med mikroskop och fragmentisering.

Människan som landlevande djurart är en del av jordens ekosystem och interagerar som alla andra populationer i systemens komplexa och dynamiska processer. För 2000 år sedan beräknas människans antal ha varit ungefär 300 miljoner. Redan med den mängden var Homo sapiens den mest

8

frekventa arten av alla primater (Steffen et al 2005). Idag, när den mänskliga populationen omfattar strax under sju miljarder, befinner vi oss mitt i den epoken som kan kallas anthropocen. Den era då biogeosfären helt domineras av människan. Den bedöms ha inletts vid mitten av 1700-talet den tid från vilken det går att påvisa en koncentrationsökning av koldioxid och metan i atmosfären (Crutzen 2002; Crutzen & Steffen 2003). Avancerad teknikutveckling med tillgång till energisystem baserade på fossila bränslen har skapat en enorm global förändring de senaste 200 åren. En skenande per capita-förbrukning av naturens resurser, multiplicerad med en ökande världsbefolkning har resulterat i stora ingrepp i den biogeokemiska sfären, där varken fiskpopulationer, sötvattenssystem, fasta geologiska resurser eller odlad mark förblivit oberörda (Steffen et al 2005, ss. 81-141).

Människans energi- och materialförbrukning ökar i högre takt än befolkningsökningen, och är därmed ett av huvudproblemen i förverkligandet av en hållbar utveckling. Den accelererade konsumtionen sätter spår i ekosystemen genom försämrad status på skog, jord, vatten, luft och biologisk mångfald (Wackernagel & Rees 1996). Förbrukningen av ändliga naturresurser, miljöförstörelse och påverkan på jordens ekosystem har medverkat till att skapa nya utmaningar för vetenskapen, såväl som för mänskligheten i stort (Daily 1997). Det globala samhället har uppnått en magnitud stor nog att inneha potential att förstöra nödvändiga funktioner i jordens livsunderstödjande system (Daily 1997). En viss insikt har dock börjat ta fäste, socialt och politiskt, om utarmningen av naturens resurser och den mänskliga verksamhetens alltigenom dominanta roll i jordens ekosystem (Daily 1997; Rockström et al 2009).

Parallellt med insikten om att vår inverkan på jordens resursbas är omfattande, står vi inför ett växande behov av livsmedel globalt sett. FAO har uppskattat en behovsökning av storleksordningen 70 procent, fram till år 2050 (www.fao.org ; www.miljoforskning.formas.se 2010). Dessa behov riskerar att ta ännu mer resurser i anspråk. Idag har vi följaktligen en situation där vi utifrån ett delvis fragmentiserat synsätt ska kunna bemöta en expanderande förbrukning av jordens resurser. Utmaningen är då att kunna hävda förutsättningarna för samhällets fortlevnad genom ökade kunskaper om biogeokemi och ekologiska system samt om mänsklighetens införlivande i dessa, på ett långsiktigt hållbart vis (Reid et al 2010).

FN initierade i slutet av 1980-talet en utveckling med incitament för att skapa långsiktiga hållbara strategier med syfte att säkerställa både en mänsklig och en miljömässig välfärd. Sådana strategier har visat sig vara problematiska att skapa och mycket tyder på att rent ekonomiska intressen kommer i vägen för strategiutvecklingen (Castellini et al 2006).

9

Syfte Det övergripande syftet med studien är att öka förståelsen för samband mellan samhälleliga strukturer och jordens resursbas. Det avgränsade och specifika syftet är pröva några metoder som kan ge en bild av ett lantbruks resursanvändning, samt att utifrån skapade scenarier med alternativa driftsformer kunna göra en jämförelse av hållbarheten mellan de olika formerna. Utgångspunkten för studien är en väl beprövad men inte särskilt känd metod, emergianalys, samt begreppet ekosystemtjänster (MA 2005 b; Odum 1996). I studien har illustrerade modeller konstruerats som en strategi för att presentera de vetenskapliga resultaten på ett tillgängligt vis. Strävan har varit att förbättra kommunicerbarheten av undersökningar genomförda på komplexa system

Studien har genomförts inom lantbrukssektorn som en fallstudie av ett mindre lantbruk i den norra barrskogsregionen i Sverige. En aktuell hållbarhetsvärdering av det undersökta lantbruket var en del av studien. Resultaten från hållbarhetsvärderingen har jämförts med två framtagna produktionsscenarier för lantbruket, dessa scenarier är dels en konventionell och dels en ekologisk driftsform. De frågeställningar som konkretiserar syftet rörande de använda metoderna och presentationen av dem är: Hur väl lämpar sig emergianalys, emergibaserade fot- och fingeravtryck

samt en bedömning av ekosystemtjänster i form av spindeldiagram, att använda för att påvisa ett lantbruks karaktär ur ett hållbarhetsperspektiv?

Är metodernas resultat kommunicerbara? Studiens frågeställningar rörande fallstudien på lantbruket och de två scenarierna är: Hur ser det studerade lantbrukets resursanvändning ut? Hur omvärldsberoende är detta lantbruk? Hur skiljer sig resursanvändningen åt mellan de olika scenarierna och

det aktuella lantbrukssystemet? Kan det undersökta lantbruket eller något av de olika scenarierna klassas

som ett hållbart system? Vilka ekosystemtjänster har betydelse för de studerade systemen, och

hur påverkas de av produktionen? Frågeställningarna rörande hållbarhetsanalysen av ett lantbruk och de två scenarierna har bearbetats med emergianalys, emergibaserade fot- och fingeravtryck samt ekosystemtjänsters status, presenterade i spindeldiagramform. Frågor kring metoderna har inte besvarats genom empiriska studier, utan bearbetats teoretiskt och diskuterats med forskare på området och i kommunikation med brukare i den deltagardrivna

10

forskargruppen Klimatsmarta lantbrukare (www.schwartzstiftelse.se/ 2007-2010). Resultaten från studien har analyserats och diskuterats i ett större perspektiv, vilket innebär att det har relaterats till tidigare liknande studier både nationellt och internationellt.

Studiens syften kan sammanfattningsvis formuleras med:

Att undersöka ändamålsenligheten med tre metoder för att utföra en bedömning av hållbarhetsfaktorer inom ett lantbrukssystem.

Att bedöma olika lantbruks driftsformer ur ett hållbarhetsperspektiv.

Disposition Efter inledningen följer två kapitel som behandlar de teorier som uppsatsen är uppbyggd kring. Det första (kapitel två) beskriver upprinnelsen till begreppet hållbar utveckling, den problematik som har funnits och finns med begreppet, den didaktiska nisch som vuxit fram runt hållbar utveckling samt en grund för hur hållbar utveckling skulle kunna bedömas. Hållbar utveckling är ett centralt begrepp i uppsatsen eftersom den metodutveckling som skett i studien behandlar värdering av hållbar utveckling. Kapitel tre presenterar tre metoder samt med dem sammankopplade teorier, som delvis är tillämpbara för en värdering av hållbar utveckling. De metoder som presenteras är ekologiskt fotavtryck, emergianalys och ekosystemtjänster. De förtjänster och brister som kan förknippas med dessa teorier och metoder berörs. Genom att dra nytta av respektive metods fördelar har ett nytt förfaringssätt arbetats fram. Nödvändigheten av att utveckla nya metoder tas upp mer specifikt i nästföljande kapitel (kapitel fyra). Under rubriken Lantbrukets utveckling skildras kortfattat agrara system och jordbrukets utveckling från självhushållning till det rationella -, marknadsinriktade jordbruket i nutid. Syftet med detta avsnitt är att ge en bild av tid och rum för undersökningen. Fallstudien skedde på ett mindre lantbruk i Sverige och de metoder som studien resulterat i, syftar till att kunna värdera delar av hållbar utveckling i lantbruk i Sverige såväl som i övriga delar av världen. Resursförbrukningen i dagens jordbruk, miljöpåverkan och försörjnings-potential tas upp i kapitlet, detta för att ge ett avstamp att motivera behovet av mer holistiska metoder. Efter dessa fyra kapitel beskrivs hur studien har genomförts i metodkapitlet (kapitel fem). Resultatkapitlet (kapitel sex) är upplagt så att resultatet från nuvarande produktionssystem och de olika scenarierna visas vart och ett för sig med hjälp av de fyra tillämpade metoderna, emergianalys, emergibaserat fotavtryck, emergibaserat fingeravtryck och bedömningen av ekosystemtjänsters status. I den efterföljande diskussionen sker en analys av respektive scenario, följt av en jämförande analys mellan de olika scenarierna och dagens driftsform. En separat diskussion sker beträffande emergianalysen och de emergibaserade

11

fot- och fingeravtrycken. Uppsatsen avslutas med en diskussion om de studerade driftsformerna och deras respektive hållbarhet samt med en sammanfattande slutsats.

12

2. Hållbar utveckling

”En utveckling som tillfredsställer dagens behov utan att äventyra kommande generationers möjligheter att tillfredsställa sina behov” lyder den välkända definitionen på hållbar utveckling (WCED 1987). Trots att det är drygt två decennier sedan begreppet introducerades anses det alltjämt aktuellt. Hållbar utveckling har en stor men välmotiverad plats i uppsatsen och introduceras i detta kapitel. Målet med studien är just att utveckla några metoder för att stärka möjligheten att bedöma vad som är hållbart. Inledningsvis ges en historisk tillbakablick över tillkomsten av begreppet, och därefter behandlas problematik och lärandeprocesser runt hållbar utveckling. Avslutningsvis diskuteras betydelsen av ett pluralistiskt förhållningssätt för en hållbar utveckling samt hur hållbar utveckling kan bedömas.

2.1 En tillbakablick Under 1970-talet uppmärksammades allt mer de miljöproblem som fanns i människans omgivning. I och med FN-konferensen i Stockholm 1972 påbörjades ett tydligt internationellt miljösamarbete. Ett antal miljöproblem identifierades och stora resurser har därefter lagts ned på att kartlägga fakta kring dem. Efter ett drygt decennium i den andan växte en kritik fram som ansåg att alltför mycket fokus låg på miljöproblemen i sig och för lite på att söka lösningar på problemen. Kritikerna hävdade att miljöarbetet inte utvecklades och därför tillsatte FN en kommission för miljö och utveckling år 1983, World Commission on Environment and Development (WCED). Dåvarande ordförande för Arbeiderpartiet i Norge, Gro Harlem Brundtland, utsågs att leda arbetet i kommissionen.

År 1987 kom rapporten från WCED, Our common future, på svenska Vår gemensamma framtid. Rapporten definierar de stora och långsiktiga miljöproblemen och presenterar tillvägagångssätt för att lösa dem. Rapporten är inte en detaljerad handlingsplan utan betonar ett globalt samarbete samt tvärvetenskapliga förhållningssätt som en konstruktiv väg till förändring. Begreppet hållbar utveckling lanserades och syftade till ”att skapa harmoni mellan människorna inbördes och mellan människorna och naturen” (Världskommissionen för miljö och utveckling 1988). Den hållbara utvecklingen inrymmer tre dimensioner, den sociala, den ekonomiska och

13

den ekologiska. Rapporten fastslog att alla länder, oavsett system och politik, bör hantera sin ekonomiska och sociala utveckling utifrån ett hållbarhetsperspektiv. Texten betonar att:

En värld i vilken det finns fattigdom och ojämlikhet kommer alltid att vara utsatt för ekologiska och andra kriser (Världskommissionen för miljö och utveckling 1988, s. 58).

Grundläggande principer för hållbar utveckling innebär att ekosystemens produktionskapacitet måste kunna balansera befolkningsutvecklingen, att allas grundläggande behov ska kunna tillfredsställas och att en levnadsstandard utöver minimum ses som hållbar endast om denna konsumtion överallt kan bedömas vara långsiktigt hållbar (Världskommissionen för miljö och utveckling 1988, s. 58).

Hållbar utveckling blev relativt snabbt ett gångbart begrepp på alla politiska nivåer. Den aktivitet den eftersträvar fungerar i breda grupper och skiljer sig därmed från många av de tidigare rörelser som drivit alternativa utvecklingslinjer (Helmfrid 1992). Begreppets vaghet och töjbarhet har tagits upp som en orsak till dess genomslagskraft, då den blivit politiskt användbar i många sammanhang (Corell & Söderberg 2005). Under en offentlig utfrågning av Världskommissionen i Nairobi 1986, ett led i rapportens produktionsprocess, formulerade en deltagare de talande orden:

Det är ju bara fria människor, människor som har rättigheter som är mogna och ansvarsfulla människor och som sedan deltar i utvecklingen och i arbetet med att skydda miljön (Världskommissionen för miljö och utveckling 1988).

Att se vilka strategier och tillvägagångssätt som kan ta oss närmare en global kultur, där det finns fria, mogna och ansvarsfulla människor som deltar i utvecklingen är inte på något vis självklart. I boken ”Från miljöpolitik till hållbar utveckling” påpekas att:

Den stora utmaningen med hållbar utveckling ligger i att integrera kunskap, perspektiv, världsuppfattningar, tidsuppfattningar och implementerings- strategier (Corell & Söderberg 2005).

Rapporten diskuterar tillvägagångssätt för hur alla människor skall kunna medvetandegöras om att handla i det gemensammas intresse. De förslag som tas upp, är att med utbildning, institutionell utveckling samt lagstiftning skapa en progression i en anda av långsiktig hållbarhet (Världskommissionen för miljö och utveckling 1988).

14

2.2 Ett begrepp med inbyggd paradox Trots välformulerade rapporter och betydelsefulla konferenser har det visat sig finnas svårigheter med att gemensamt definiera den inneboende betydelsen av begreppet hållbar utveckling (Bergquist 2008). Hållbar utveckling har tagits upp som ett gott exempel på en ”paradoxical compound policy slogan” (Stables 1986), alltså en formulering som är sammansatt av ord med motstridig innebörd. Ett sådant uttryckssätt ger användaren av begreppet stor frihet och möjlighet att tolka in det som är lämpligt i olika sammanhang. Jickling skriver att begreppet är ”a vague slogan susceptible to manipulation” (1992). Från fler håll i forskarvärlden understryks att någon allmängiltig målsättning med hållbar utveckling inte har kunnat definieras (Disinger 1990; Huckle 1991). Jickling påpekar att inga analyser hitintills har resulterat i att det har utkristalliserats någon gemensam innebörd av uttrycket (1992). Resultatet är att olika kulturer och discipliner har utformat olika tolkningar av hållbar utveckling, tolkningarna rör sig från att var teknikcentrerade till helt ekocentrerade (Huckle 1991). Ett begrepp vars innebörd kan skapa motsägelsefulla tillämpningar kan enligt Jickling vara svårt, ja rentav omöjligt att hantera (1992). Rees argumenterade för att det skulle krävas en tillfredsställande definition av begreppet, för att det överhuvudtaget skulle kunna gå att utarbeta någon form av handlingsplan för hållbar utveckling (Jickling 1992). År 1996 existerade det ca 300 olika definitioner av begreppet och antalet ökar kontinuerligt (Dobson 1996).

Ett sätt att dra nytta av begreppets inneboende paradox är att lyfta fram motsägelsefullheten i orden som en pedagogisk funktion. Det vill säga, genom att tolkarna och utövarna av hållbar utveckling ges ett frirum kring begreppets betydelse, växer en mångfald av tolkningar fram. Dessa tolkningar och definitioner ger grund för diskussioner och debatter, vilket resulterar i att begreppet blir föremål för diskussion (Scott & Gough 2004). Hållbar utveckling skapar som vi ser resultat av i nutid, en mängd verksamheter där konceptet implementeras i olika sammanhang. Genom att förhålla sig till begreppet som att det innehåller genomtänkta pedagogiska kvaliteter, poängteras också en pluralistiskt didaktisk riktning. Den bygger på ett växelspel mellan individers tolkande av olika nivåer. Anhängare till det här synsättet att tolka hållbar utveckling, ser inte den otydliga definitionen som ett problem utan som en katalysator i medvetandegörandeprocessen.

Samtidigt som dessa tålmodiga pedagoger ser den långsiktiga nyttan av begreppets inneboende paradox, växer hos andra grupper en frustration, över att förändringen mot ett hållbarare samhälle går sakta och att osäkerheten kring ordens betydelse har bromsat förverkligandet av den hållbara utvecklingen (Rockström et al 2009; Wackernagel & Rees 1996).

15

2.3 Politisk oenighet ett hinder för hållbar utveckling Orsaken till den långsamma förändringen mot ett hållbart samhälle kan till en del förklaras med att det råder politisk oenighet kring tolkningen och konsekvensen av uttrycket. Krav på ökad ekonomisk tillväxt kan bli den kraft som driver samhällsutvecklingen i en riktning mot intentionen bakom politiska beslut kring hållbar utveckling och internationell policy. Då miljö och resursdiskussionerna inleddes på 1970-talet med Stockholmskonferensen, rådde enighet kring insikten att tillväxten i Nord skedde på bekostnad av Syd. En konsekvens av det var att tillväxt överhuvudtaget ifrågasattes för I-länderna (Bergquist 2008, s. 32). I Brundtlandrapporten formuleras att en ekonomisk tillväxt på 2-4% kan ses som en accepterad hållbar utveckling i i-länderna (Världskommissionen för miljö och utveckling 1988, s. 66), vilket kan tolkas som att en politisk förskjutning har skett mot en tillväxtvänligare attityd mellan dessa konferenser. Tillväxtkritikerna argumenterar att tillväxt inte ryms överhuvudtaget i scenariot för en hållbar utveckling.

I Brundtlandrapporten finns stöd för ett holistiskt koncept med utgångspunkt i någon form av konsensus för att uppnå förändringar i riktning mot ökad hållbarhet:

Vi vet att fattigdom, miljöförstörelse och befolkningstillväxt är oupplösligt förenade och att inga av dessa grundläggande problem kan angripas framgångsrikt isolerat. Vi kommer att lyckas eller misslyckas tillsammans (Världskommissionen för miljö och utveckling 1988, s. 59).

Då läran om samband i naturen, ekologi, började introduceras i den vetenskapliga och politiska sfären uppfattades den med skeptiska ögon. Det fanns politiska och ekonomiska krafter som såg på ekologi som en subversiv vetenskap som hotade den ekonomiska tillväxtens kraft (Merchant 1994, s. 18). Kanske går det här att dra en parallell med införlivandeprocessen av hållbar utveckling?

2.4 Kommunikation en betydelsefull faktor Dewey skriver (i översättning av Nils Sjödén) att ”människor lever tillsammans i ett samhälle i kraft av det de har gemensamt och kommunikation är det sätt genom vilket de får något gemensamt.”, vidare formulerar han att ”konsensus kräver kommunikation” (Dewey 2005).

16

I Vår gemensamma framtid finns citerat ett uttalande från ett utfrågningstillfälle som också lyfter fram betydelsen av kommunikation:

Brist på kommunikation har splittrat de grupper som sysslar med miljö-,

befolknings- och utvecklingsfrågor alldeles för länge, vilket hindrar oss från att förstå våra gemensamma intressen och vår styrka om vi samverkar (Världskommissionen för miljö och utveckling 1988, s. 59).

Om man väljer att se en tanke bakom motsägelsefullheten i begreppet hållbar utveckling, lyfts den nytta fram som tvingar de politiskt oeniga att föra en dialog i frågan. Processer med diskussioner och kommunikation kan på sikt leda till konsensus om vägval eller handlingsalternativ. Visserligen tar kommunikation tid men en fråga vars utgång har en avgörande betydelse för mänsklighetens framtid måste få ta tid, påtalar de som förespråkar den linjen, om besluten skall vila på en hållbar grund. Om tanken bakom hållbar utveckling leder till en ökad ambition att skapa en beslutsordning med inriktning mot konsensus, då är kommunikation en nyckelfaktor för framgång.

2.5 Stark position för lärandet inom ramen för hållbar utveckling Förutom att utbildning nämns i varje kapitel i Agenda 21 som skrevs efter Riokonferensen 1992 (Mckeown & Hopkins 2003), vigs dessutom ett helt kapitel specifikt åt betydelsen av lärandet (UNCED 1992). Lärande ses där som en process oskiljaktig från hållbar utveckling. Ett så starkt samband som: inget lärande = ingen hållbar utveckling, formuleras i inledningen till Key issues in sustainable development and learning (Scott & Gough 2004). Lärande definieras där som en livslång process som försiggår i många sociala och samhälleliga sammanhang och genom att ta ansvar för lärandet i en anda av hållbar utveckling, kan det ses som en avgörande faktor för förverkligande av hållbar utveckling (Scott & Gough 2004). Eftersom målet för hållbar utveckling är otydligt (se under rubriken ”Ett begrepp med inbyggd paradox” i detta kapitel) ger det lärandeprocessen ett handlingsutrymme vid arbetet med begreppet. Genom att värdera lärandet som en upprustning av den personliga och sociala kapaciteten och genom att gynna alla former av lärande, stärks den allmänna kompetensen i samhället, detta medverkar på sikt till skapandet, av en hållbar livssituation (Scott & Gough 2004). Människors attityder och värderingar ges i lärandeprocesser utrymme att förändras, individer rustas successivt med förmågan att ansvarsfullt kunna utföra hållbara val (Aaro 2003; UNCED 1992).

Enligt min åsikt förefaller framhållandet av lärande som lösningen för att bygga en hållbar framtid något förenklad. Genererar verkligen upplysning,

17

kunskap och lärande per automatik ett hållbart samhälle? Situationen är oerhört mycket mer komplex än så. Attityder, moral och etik formas i ett samspel mellan historia, kultur, lärande, ekonomiska intressen och politik. Om enbart lärande är nyckeln till förändring skjuts ansvaret helt över på de enskilda individerna i ett samhälle och den politiska makten och den ekonomiska kraften undandrar sig sitt ansvar.

Det existerar ingen slutgiltig lösning på vad som är hållbar utveckling, utan bara en mängd kriterier för processer som kan skapa förutsättningar för en utveckling mot ett hållbart samhälle.

2.6 Didaktisk forskning är en betydelsefull komponent i förändringsprocessen Den naturvetenskapliga forskningen har traditionellt haft sin bas i den positivistiska kulturen, den naturvetenskapliga didaktiska forskningen har i mycket följt den traditionen och som en följd av det även den miljödidaktiska forskningen (Karlström 2003; Östman 2003). Samtidigt som den miljödidaktiska forskningen idag anses som ”ännu inte så etablerad att den har en egen stark tradition med karaktäristiska särdrag ” (Karlström 2003), återfinns alla de klassiska forskningstraditionerna inom den. I Sverige har forskning om miljöundervisning en mycket kort tradition, den första avhandlingen på området publicerades så sent som 1995 (Aaro 2003).

Även om miljöutbildning ses som en mer avgränsad del av lärandefältet än vad undervisningstraditionen utbildning för hållbar utveckling är, finns det flera kopplingar mellan den didaktiska forskningen kring miljöundervisning och den om hållbar utveckling. I många pedagogiska och didaktiska fora kring utbildning för hållbar utveckling lutar man sig på forskning i miljöundervisning (Reid 2002). I den naturvetenskapliga miljöforskningen har insikten om samhälleliga processers betydelse blivit alltmer uppenbar. I sökandet efter åtgärder för att komma åt miljöproblematiken, har nya forskningsmetoder och traditioner börjat växa fram. Studier av ekonomiska och sociala processer i ett miljösammanhang har krävt mer heltäckande angreppsätt. Enligt Karlström vidgar sig den rena miljöforskningen utanför det traditionella naturvetenskapliga forskningsfältet och det vore kontraproduktivt om den miljödidaktiska forskningen inte skulle följa med i den utvecklingen (2003).

18

2.7 Materialistisk dialektik, miljöetik och ekofeminism som inspirationskälla för utbildningen för hållbar utveckling Forskning om utbildningsområdet utbildning för hållbar utveckling kan placeras i den kritiska forskningstraditionen men den är också delaktig i utformningen av helt nya, alternativa forskningstraditioner. Hållbar utveckling är delvis baserat på faktakunskaper om hur världen ser ut, delvis på beräkningar av existerande ekologiskt utrymme för mänskligheten på en global skala, delvis ur ett ekonomiskt perspektiv men även ur en social synvinkel. Faktakunskaper är dock långtifrån tillräckliga för ett förverkligande av hållbar utveckling, en djupare medvetenhet som leder till handling är den svåra pedagogiska utmaningen (Laszlo et al 2001; Rockström & Wijkman 2011, s. 21). Hållbar utveckling berör även områden som moral, etik och tillämpad demokrati. I ett arbete med lärande för någonting som i sig kan skapa konflikter i ideologiska frågor, om värderingar, prioriteringar och strategier är det viktigt att se att moraliska och etiska aspekter har en viktig position i lärandeprocessen (Öhman & Östman 2008).

Marx och Engels utarbetade en filosofi kring den materialistiska dialektiken som ser på världen indelad i motsättningar, såsom motsättningen mellan arbete och kapital (Marx & Engels 1978, ss. 39, 46). Beroende på hur dessa motsättningar hanteras, förändras samhället. Trots att Dewey (Lundegård 2007) hade intentionen att föra samman i stället för att dikotomisera världen, går det att se en parallell mellan lärande för hållbar utveckling och den materialistiska dialektiken. Enligt den antropocentriska miljöetiken inom utbildning för hållbar utveckling, existerar en motsättning mellan människor och det förhållningssätt som bearbetar konflikten mellan människors olika världssyn, skapar den didaktik som blir specifik för lärande för hållbar utveckling. En gemensam nämnare finns också med att se konflikten som drivkraft, i stort som den mellan arbete och kapital i marxismen och i smått som konfliken över meningsskapande i utbildning för hållbar utveckling (Lundegård & Wickman 2007).

Brundtlandrapporten betonar att mänsklig överlevnad är beroende av om vi kan lyckas omvandla principerna för hållbar utveckling till en global etik (Världskommissionen för miljö och utveckling 1988, s. 333). Inget finns preciserat om hur en sådan etik ser ut eller vad som tydligt skiljer den från existerande etik. Men för att kunna arbeta med en införlivning av denna ”hållbara utvecklingsetik”, måste de värderingar som ligger till grund för den lyftas fram (Stenmark 2000, s. 5). Det ämne som studerar etik utifrån ett hållbarhetsperspektiv är miljöetiken, som undersöker miljöproblemens värdemässiga grund, analyserar och bearbetar värderingar och moral. För att lösa dagens miljöproblem behövs både klassiska naturvetenskapliga och samhällsvetenskapliga studier, analyser av värderingars grunder,

19

livsåskådning samt deras konsekvenser för ekosystemen och samhället (Stenmark 2000, ss. 18-19).

Ekofeminism, en radikalekologisk gren inom miljöfilosofin och en lära inom miljöetiken, hävdar att orsaken till miljökrisen kan härledas ur människors livsåskådning, attityder och sociala strukturer (Kronlid 2005). Ekofeminismen uppstod ur en insikt om att det existerar ett parallellt förhållningssätt mellan synen på kvinnor och synen på naturen, där naturen ofta ges en kvinnlig karaktär, som i en patriarkal kultur får en underordnad position, som i enlighet med rådande moral och etik kan exploateras (Kronlid 2005, ss.86-87). Naturen och människan har ett egenvärde enligt ekofeminismen och det är maktfrågor som styr över överutnyttjandet av dem (Kronlid 2005). Ekofeminister har i stort bedömt att den klassiska vetenskapskulturen, med sitt ursprung i den naturvetenskapliga utvecklingen, har format en mekaniserad och rationaliserad världsbild, där jorden och ekosystemen har förlorat sin ”levande själ” (Merchant 1994, ss.19, 24-25). För att lösa dagens problem och ändra framåtskridandet mot en hållbar kurs, betonar ekofeministerna följaktligen en radikal förändring i människors livsåskådning, attityder och sociala strukturer (Kronlid 2005).

Inom den materialistiska dialektiken, miljöetiken och ekofeminismens område inryms lärandeprocesser, förhållningssätt, etik och didaktik som betydelsefulla faktorer för en global utveckling infärgad av ett hållbarhetsperspektiv.

2.8 Lär man sig hållbar utveckling annorlunda än man lär sig annat? Inom utbildningstraditionen lärande för hållbar utveckling, betonas handlingskompetens som en viktig färdighet (Axelsson 1997; Bruun Jensen & Schnack 2004; Lundegård & Wickman 2007). Schnack definierar handlingskompetens med orden: ”En förmåga, baserad på kritiskt tänkande, att tillsammans med andra människor ta ansvar och agera för en bättre värld” (1994). Genom att skapa förutsättningar för att utveckla förmågan till reflektion och handling, erhålls verktyg för att möta dagens problematik och ta ansvar och agera för en hållbar framtid.

Om en systematisk klassificering av utbildningskulturer skulle låta sig göras, skulle utbildning för hållbar utveckling kunna placeras tillsamman med utbildningsgenrer som exempelvis utbildning för demokrati, utbildning i medborgaranda och etik (Mckeown & Hopkins 2003). Enligt Hagadeklarationen kräver utbildning för hållbar utveckling en genuin integrativ lärandeprocess i naturvetenskap, likväl som i de sociala vetenskaperna samt inom ekonomi och kultur (Hagadeklarationen 2002). Lärandet skall grundläggas i en demokratisk anda och innehålla

20

processorienterade, aktiverande och dynamiska arbetssätt som framhäver ett kritiskt tänkande (Hagadeklarationen 2002).

Svaret på frågan i rubriken bör egentligen vara nej, sett ur ett lärandeteoretiskt perspektiv. Man lär sig inte hållbar utveckling annorlunda än annat. Men olika ämnen har olika karaktär och kanske framförallt syftet med att lära sig dem ser olika ut. Dessutom faller det didaktiska forskningsområdet, lärande för hållbar utveckling, inte helt självklart in under någon av de traditionella undervisningstraditionerna, faktabaserad eller normerande.

2.9 Konstruktiva steg mot en hållbar framtid genom ett pluralistiskt förhållningssätt Trots att begreppet hållbar utveckling för med sig både frågetecken och motstridigheter ses begreppet i många sammanhang som funktionellt, bl. a. tack vare att det skapat en brygga mellan förespråkare för naturresurshushållning och de som förespråkar ekonomisk tillväxt (Corell & Söderberg 2005, s. 28). Även om vi inte kommer att komma fram till en allmän och helt accepterad definition av vad hållbar utveckling innebär, är det önskvärt att en allt större gemensam begreppskärna utvecklats. Det innebär att fler ord och begrepp i definitionen ligger fast, ”stand fast” (Wickman & Östman 2002), i en allt större krets, på de flesta nivåer i samhället.

Ett sätt att komma vidare med att öka den gemensamma förståelsen för hållbar utveckling är att våga lyfta fram de ”conflicts of interest” (Lundegård & Wickman 2007), som existerar mellan olika tolkningar av begreppet. Ett annat sätt är att låta den praktik gro, som kan hantera de inneboende konflikterna i begreppet. Olika forskningstraditioner kompletterar varandra och lämpar sig i olika sammanhang. Faktakunskaper som speglar en bild av nuläget inom vetenskapen, kan vara en betydelsefull komponent i processen att motverka utvecklingen av hierarkiska och odemokratiska filosofier. Det kan exempelvis ske genom att visa att vissa länder utnyttjar resurser i andra länder, kunskaper som leder till att konstruktiva lösningar arbetas fram för att komma till rätt med problematiken. Naturvetenskapen kan bidra med naturvetenskapliga fakta, filosofin hjälper oss sedan att se hur vårt handlande påverkar världen (Dewey 2005, s. 379).

Det är inte nödvändigt som jag ser det, att uppfatta kunskapssynen som polariserad där modern vetenskap eller kanske framförallt positivistisk naturvetenskap försvårar eller står i motsatts till lärande för en hållbar utveckling något som hävdas av exempelvis Dewey och Öhman (Dewey 2005; Öhman 2006 ). Istället ser jag styrkan i att varva fakta med en dynamisk etisk progression, kvantitativa data med kvalitativa, tillsammans ger det en verkligt pluralistisk pedagogik. Självklart bör lärandesituationer

21

saneras från de sociala resterna av det auktoritetsberoende som Dewey förknippar med faktakunskap (Dewey 2005, s. 389). Förutom det, uppfattar jag att lärandetraditioner kompletterar varandra. Genom att blanda faktabaserade lärandetraditioner med normativa, parallellt med nya pedagogiska grepp, anser jag är att processer som skapar en utvecklingen mot en hållbar framtid gynnas.

Ju fler som diskuterar och förhåller sig till begreppet hållbar utveckling, i desto högre grad kan det förverkligas. Rosanvallon skriver i sin bok Demokratin som problem att demokrati ska definieras som ”en typ av regim som motsätter sig varje försök till entydig klassificering” (Rosanvallon 2009, s. 20). Vidare skriver han att ”demokratin är oupplösligt förbunden med ett arbete av utforskande och experimenterande i dess strävan att förstå och utveckla sig själv” (2009, s. 22). Demokrati hålls alltså levande genom att det ständigt ifrågasätts, precis som hållbar utveckling! Att ge begreppet hållbar utveckling samma höga dignitet som begreppet demokrati, anser jag vara rimligt, demokratibegreppet är även det svårt att exakt definiera, det kan också vara svårt att föreställa sig den yttersta gränsen för demokrati (Mckeown & Hopkins 2003). En framåtsyftande strategi är lämpligen processinriktad, innehållande förhållningssätt och metodik med syfte att skapa konsensus kring demokratiska och långsiktigt hållbara mål i samhället. Strategin kan sedan följas av mer detaljerade och kortsiktiga mål, som då följer policyn i de långsiktiga målen (Costanza & Folke 1997).

2.10 Att bedöma hållbar utveckling Hållbar utveckling utgår från ett tvärvetenskapligt paradigm som inte helt komplikationsfritt smälter in i rådande västerländska vetenskapliga mönster, där ofta ett fragmenterat förhållningssätt existerar (Hägerstrand 2009). Att utföra bedömningar och mätningar på enskilda problem eller avgränsade fenomen, låter sig göras relativt okomplicerat. Bedömningar som inbegriper en mångfald av kriterier får en ökad komplexitet (Costanza & Folke 1997; Reid 2002; Rockström et al 2009). En värdering av hållbar utveckling bör, för att understödja utvecklingen mot uthållighet, ske integrerat med såväl ekonomiska, sociala som ekologiska parametrar. Detta innebär att den förväntas innehålla en bredd av vetenskapliga värderingar och modelleringar (Daily 1997). Med vetenskapliga och tydliga värderingsmetoder, ökar förutsättningarna för samhällen att som kollektiv kunna ta demokratiska beslut, i riktning mot hållbar utveckling (Costanza & Folke 1997).

För att gagna utvecklingen mot ett hållbart samhälle, skulle ett sätt vara att skapa en struktur för beslutsfattande på alla nivåer, där information om beslutets påverkan på systemets uthållighet skulle tydliggöras. Informationen skulle innefatta de tre dimensionerna av hållbar utveckling, ekonomisk, social och ekologisk. På så vis skulle olika konsekvenser av beslut kunna värderas, kvantitativt såväl som kvalitativt (Barbier et al 1994).

22

3. Ekologiskt fotavtryck, emergi och ekosystemtjänster

Ekologiskt fotavtryck, emergi och ekosystemtjänster är tre metoder som legat till grund för den här uppsatsen, och givetvis då även de teorier som existerar bakom metoderna. Kapitlet behandlar respektive metod och teori var och en för sig i tre olika avsnitt. Några för och nackdelar belyses för varje metod samt deras anknytning till hållbarhet och hållbar utveckling.

3.1 Ekologiskt fotavtryck Ekologiskt fotavtryck presenteras schematiskt i det här avsnittet. Det inleds med en historisk beskrivning för tillkomsten av begreppet ekologiskt fotavtryck. Metoden klassificeras som antropocentrisk (Björklund & Rydberg 2003), och kan värdera människans användning av naturens resurser och kan mycket väl tillämpas som en indikator för att uppskatta hållbar utveckling. Metoden ekologiskt fotavtryck har utvecklats med syfte att minska resursförbrukningen och för att möjliggöra ett långsiktigt hållbart levnadssätt för mänskligheten. De teorier som metoden lutar sig på finns beskrivna i boken ”Our ecological footprint” (Wackernagel & Rees 1996).

3.1.1 Metodens utveckling I ett historiskt perspektiv har miljöns förmåga att bära människans aktiviteter debatterats kanske så långt tillbaka som från mitten av 1600-talet. Vid 1700-talets mitt publicerades en text med ekologiska beräkningar som bas för analys av miljöns bärkraft (Wackernagel & Rees 1996). Därefter har olika modeller utvecklats för att hantera mänsklighetens inverkan på naturen, dels för att uppskatta olika aktiviteters utvecklingspotential, dels för att förebygga raserandet av naturliga ekosystem och därmed förhindra naturkatastrofer. Thomas Malthus förde vid slutet av 1700-talet diskussioner kring lantbrukets oförmåga att föda en allt större mänsklig befolkning. Fysikern Leopold Pfaundler räknade i början av 1900-talet på miljöns globala bärkraft, för att söka fastställa värden för hur stor befolkning jorden kunde föda (Wackernagel & Rees 1996).

23

Alfred Lotka införlivade energiberäkningar i sina analyser på 1920-talet och Georg Borgström publicerade på 1960-, och 1970-talet kända arbeten som använde begrepp som ”spökarealer” för att påvisa den indirekta påverkan som resursanvändning och handel hade på jordens ekosystem (Wackernagel & Rees 1996).

En av metodens skapare, William Rees, utvecklade i början av 1970-talet ett pedagogiskt instrument för att stimulera de tvärvetenskapliga diskussionerna kring miljöns bärkraft. Detta pedagogiska instrument var början till metoden ekologiskt fotavtryck, hädanefter benämnt EF (Wackernagel & Rees 1996). Organisationen Jordens vänner introducerade begreppet miljöytor, tidigt på 1990-talet, som ett sätt att visa hur en rättvisare fördelning av ekosystemens globala produktivitet skulle kunna se ut (Wackernagel & Rees 1996).

Under 1970-talet fokuserades den tillväxtbegränsande diskussionen på hur vi i allt för hög takt utnyttjade jordens icke förnyelsebara resurser. I nutid ligger motsvarande fokus på vår alltför snabba förbrukning av förnyelsebara resurser som fiskbestånd, skog och vattentillgångar. I den tidsandan läggs i EF tyngdpunkten på de förnyelsebara resurserna, men även naturens återhämtande förmåga betonas som den mest begränsande faktorn.

3.1.2 Beräkning av ekologiskt fotavtryck Utgångspunkten för beräkning av EF är en uppskattning av arealen land och vattenyta som krävs för produktion av den sammantagna konsumtionen för ett samhälle, samt för omhändertagandet av det avfall som produkterna genererar. Vid beräkningen av EF ingår både den direkta landarealen som brukas och den indirekta, d.v.s. all kringpåverkan som produktionen eller tjänsten orsakar. Exempel på indirekta effekter är erosion, försaltning, hårdgörande av ytor eller någon annan form av miljöbelastning. Om alla processer som är involverade tas med i beräkningen av EF, skulle uträkningen bli oerhört komplex. För att göra ett mer användbart fotavtryck tillämpas av den anledningen vissa antaganden, generaliseringar och förenklingar. Dessa antaganden är att:

Lantbrukets skördar och skogsbrukets avverkningar sker på ett hållbart

vis. Endast ekosystemens grundläggande service tas med i beräkningarna. Inga arealer dubbelräknas, utan endast områdets viktigaste process är en

del av beräkningarna. Ekologisk produktivitet systematiseras i åtta olika landytor. Marina arealer är inte med i avtrycket.

24

Konsumtionen delas in i fem olika huvudkategorier:

Livsmedel Boende Transporter Övriga konsumtionsvaror Tjänster

Utifrån huvudkategorierna kan, om en mer djupgående studie skall utföras, konsumtionen delas in i olika undergrupper. För varje konsumtionsartikel eller tjänst analyseras alla resurser som gått åt för produktion, användning och omhändertagande av de restprodukter som de skapar. Resursåtgången beräknas alltså utifrån varans eller tjänstens hela livscykel. Konsumtionen i varje kategori summeras, därefter beräknas den areal som krävs för den totala resursåtgången.

Arealen som används i beräkningen är även den indelad i grupper, fyra övergrupper (landarealer) som i sin tur delats i åtta undergrupper (landkategorier), dessa räknas ut efter olika kriterier, se tabell 1 (Wackernagel & Rees 1996).

Tabell 1. Ekologiska fotavtryck beräknas utifrån arealåtgången av åtta olika landkategorier. Kategorier är liknande de som FN använder i sitt miljöprogram (IUCN et al 1991). Landarealer Landkategorier Kriterier För energiproduktion (kärnkraft ej inräknat)

Markåtgång beroende av fossil energianvändning

Alt.1. Areal i biomassaproduktion motsvarande den fossila energimängden. Alt.2. Den areal som krävs för upptag av de CO2 utsläpp som det fossila bränslet ger upphov till, alltså det fossila bränslets kolfälla. Detta alternativ ger oftast det minsta EF. Alt. 3. En uppskattning av arealen som skulle krävas för återuppbyggande av motsvarande naturligt kapital (värde) som åtgått i form av fossilt bränsle.

Förbrukad areal Bebyggd mark Degraderad mark Areal i produktion Trädgårdsmark Den bebyggda delen är återställbar till

produktiv mark Jordbruksmark Brukningsbara system Ängs-, betesmark Skogsbruksmark

Modifierade system

Areal med begränsad tillgång för människan

Urskog Produktiva naturliga ekosystem Icke-produktiv mark

Öken och glaciärer

25

Bebyggd mark ses som förbrukad, eftersom den inte längre eller på sikt har någon biologisk produktionskapacitet. Kostnaden för denna förlust av produktiv yta, som eventuellt skulle behövas i framtiden, belastar då det ekologiska fotavtrycket. Den beräknas utifrån vad det skulle kosta att ”uppgradera” en landareal med lägre produktionspotential som ersättare till den bebyggda marken.

Globalt sett behövs i många regioner större eller mindre insatser för vattenförsörjning. Den energi- och materialförbrukning som åtgår för att få tillgång till vatten läggs in i EF-kalkylen. Exempelvis räknas den extraareal jordbruks- eller betesmark som krävs för vattenförsörjningen. Den yta som är en vattenkällas tillrinningsområde kan också räknas med i EF, om motsvarande yta inte har någon annan huvudfunktion.

För att få fram den areal som krävs för naturens omhändertagande av det mänskliga avfallet och olika restprodukter lokaliseras de ytor som tas upp av reningsverk, återvinningsstationer och liknande. Avfall som utan större insatser går runt i kretslopp, tar mycket liten areal i anspråk och påverkar EF endast marginellt. Avfall som däremot bryts ned långsamt, bioackumuleras, transporteras och belastar marker på andra platser eller regioner, avfall som påverkar andra ekosystem (exempelvis havs-, eller vattenekosystem), inverkar negativt på luftkvaliteten (som ozonlagret) eller påverkar den globala uppvärmningen kan ge en betydande förstoring av det ekologiska fotavtrycket.

3.1.3 Beräkningen - steg för steg En befolknings ekologiska fotavtryck räknas ut stegvis. Inledningsvis utreds dess medelkonsumtion av den studerade produkten. Därefter uppskattas landarealen som krävs per person för produkten. Medelkonsumtionen av produkten divideras med medelproduktionen, detta ger landarealen. Då uppgifter om den huvudsakliga konsumtionen analyserats och använda landkategorier definierats, placeras data i en tabell där konsumtionsmängd och arealåtgång kopplas samman. För att få fram det totala ekologiska fotavtrycket summeras alla arealer av alla landkategorier som tagits fram utifrån den årliga konsumtionen av alla produkter och tjänster. Ett helt lands ekologiska fotavtryck eller en befolknings, beräknas genom att medelfotavtrycket per capita multipliceras med befolkningsstorleken (Wackernagel & Rees 1996).

3.1.4 Datakällor Data för beräkningarna hämtas från nationella och internationella statistikdatabaser. Flera olika källor kan behöva användas för att räkna ut konsumtionen och dess omvärldspåverkan. Smidigast är att utgå från aggregerade data på nationell nivå. Finns intresse kan därefter regionala eller lokala uppgifter letas fram och föras in i uträkningarna. Detta kan vara

26

lämpligt då t.ex. jämförelser görs mellan regioner eller jämförelser mellan regioner och hela nationer görs.

Ekologisk produktivitet utgår ofta från ett globalt medelvärde, en sådan beräkning lyfter fram skillnaden mellan lokal eller regional konsumtion och den globala produktionen. Att använda ett globalt produktionsgenomsnitt som gemensam nämnare ger också en metodisk fördel vid internationella analyser, då det underlättar jämförelsen mellan olika konsumtionsvanors avtryck i ekosystemen.

3.1.5 Mänsklighetens ekologiska fotavtryck Om man helt hypotetiskt skulle fördela jordens ekologiskt produktiva arealer rättvist över hela mänskligheten skulle det ge varje världsmedborgare en yta motsvarande en cirkel med diametern 138 m eller en kvadrat med sidorna 122 m eller en areal motsvarande nästan 1,5 ha. Av den arealen skulle ungefär 1/6 vara odlad mark, resten betesmark, skog, oförstörd ”vild” natur och mark som använts att bygga på (Wackernagel & Rees 1996).

EF kan, som tidigare nämnts, användas vid beräkningar i många olika sammanhang, allt från individnivå till lokal och global nivå, även hela verksamheter kan analyseras med EF.

3.1.6 Förtjänster och brister med ekologiskt fotavtryck Genom att EF utgår från en befolknings totala konsumtion ingår handel, teknikutveckling och liknande i fotavtrycket. Handel resulterar i att ett fotavtryck minskar i en region men ökar i en annan, delar av ett ekologiskt fotavtryck kan således finnas spritt i många delar av världen (Wackernagel & Rees 1996, s.94). Med beräkningssättet EF kan en analys göras mellan en regions bärkraft och dess konsumtion. Skillnader mellan olika regioners fotavtryck tydliggörs påtagligt med metoden.

Att använda ytan som enhet i metoden kan ses som ett mer komprimerat uttryck än att använda någon form av energienhet, detta eftersom det i ytan införlivas fler faktorer, t.ex. både kvantitet och kvalitet av energi och resurser. Vanligtvis analyseras ett enskilt miljöproblems effekter på omgivningen, men med EF tar man ett samlat grepp om en hel verksamhets, eller befolknings totala inverkan på naturens resurser. Det skapar ett effektfullt redskap i den mänskliga medvetandegörandeprocessen om de begränsande resurser som vi lever med (Wackernagel & Rees 1996). Ekologiskt fotavtryck, pedagogiskt, tydligt och kommunikativt Styrkan med EF är metodens förmåga att kommunicera på ett relativt enkelt men ändå vetenskapligt sätt. Illustrerade diagram är ett hjälpmedel, där storleken på de biogeofysiska sambanden mellan mänsklig verksamhet och ekosfären kan synliggöras. Produktionens och konsumtionens förbrukning

27

av naturresurser presenteras och både den direkta och indirekta miljöpåverkan är införlivade i metoden (McDonald & Patterson 2004). EF fångar ett brett spektra av mätmetoder vars resultat omformas till en användarvänlig form av information (Thomas J. 2007).

EF hyllas av många som ett pedagogiskt och lättillgängligt redskap för att visa en befolknings, ett lands eller hela världens resursanvändning. EF presenteras gärna som en tydlig metod för att presentera den aktuella, totala mänskliga resursförbrukningen på ett sätt som är lättbegripligt för de flesta (Costanza 2000; Herendeen 2000; Moffat 2000; Thomas J. 2007). ”It represents the human impact on the Earth in a clear manner” skriver exempelvis Moffat (2000). Figur 1 visar ett exempel på hur diagrammet förmedlar en omedelbar och begriplig uppfattning av budskapet. Om man är insatt i vad EF står för, är det tydligt vad varje ytenhet innehåller, exempelvis transport av varor, understöd av information och kapital, en viss miljöbelastning o. dyl.

Figur 1. Ekologiska fotavtryck för USA, Bangladesh och genomsnittet I världen visas i figuren. Data som tabellen bygger på kommer från 1993, publicerat av Wackernagel et al 1999. Miljöns bärkraft EF bygger bl.a. på begreppet miljöns bärkraft, det engelska uttrycket carrying capacity innebär en beräkningsmodell som gör det möjligt att uppskatta hur stor population av någon art som en viss yta kan försörja. I EF utgår man ifrån att hela jordens bärkraft sätter en gräns för mänsklighetens försörjning (inräknat alla andra arter i ekosystemen som krävs för att hålla systemet hälsosamt). Miljöns bärkraft är ett bärande koncept i EF och i metoden värderas det antropogena ianspråktagandet av resurser i förhållande till det tillgängliga (Hoekstra 2009). En förtjänst med EF är att genom att förhålla sig till miljöns bärkraft och jorden som begränsande ram, går det att öka människors insikt i att vi är en del av ekosystemen och är beroende av att vårda dem, inte minst för vår egen skull (Rapport 2000). EF erbjuder ett gott redskap att styra utvecklingen mot en mer ekologisk ekonomi baserad på biofysiska resurser, Moffat (2000) poängterar att EF tar fram en modell

-5

0

5

10

15

Bangladesh VÄRLDEN USA

Ekologiskt fotavtryck (ha/pers)Tillgänglig biokapacitet (ha/pers)Överskott/underskott (ha/pers)

28

som är nog så bra som, eller troligen bättre på att visa verkligheten än många ekonomiska modeller. I EF finns indirekta effekter med som annars sällan synliggörs i metoder och modeller (Herendeen 2000).

Landkategorin avgörs av arealers viktigaste funktion En kritik mot EF som tas upp av van den Bergh och Verbruggen är användandet av hypotetiska landarealer (van den Bergh & Verbruggen 1999). Vid en beräkning av exempelvis mänsklighetens globala ekologiska fotavtryck är det fullt möjligt att det värde som räknas fram-, överskrider jordens totala tillgängliga produktiva landareal. Risken är stor, påpekar de, att den framräknade arealen kommer att uppfattas som aktuell eller verklig markanvändning, eftersom arealen i metoden är oberoende av verklig landareal. De anklagar metoden för att ge en falsk konkretisering (van den Bergh & Verbruggen 1999). Inga arealer dubbelräknas i EF, utan en ytas viktigaste process är den som bestämmer arealens kategori. van den Bergh och Verbruggen påpekar att detta resulterar i att EF blir för stort, eftersom det normala är att ytor i ekosystem har många funktioner (van den Bergh & Verbruggen 1999).

Överskotts- och underskottsvärde Med hjälp av EF kan man beräkna om ett lands fotavtryck är större eller mindre än den areal som landet förfogar över (Rapport 2000; Wackernagel & Rees 1996). För ett land, eller vilken rumslig grund för indelningen som det nu må vara, kan detta värde ge en vägledning kring landets utveckling i relation till den långsiktiga hållbarheten. En annan fördel är att samtidigt som ett lands över- eller underskottsvärde analyseras beträffande dess EF, kan dess beroende av omkringliggande regioner utläsas (Herendeen 2000).

Att räkna ut ett lands eller en regions biokapacitet, och jämföra det med landets fotavtryck, samt att beräkna ett under- eller överskott, verkar vara svårsmält för många. Möjligen är det begreppet underskott som sätter igång tankar på en negativ värdering som är svår att acceptera. Kanske beror det på att det fortfarande existerar ett tänkesätt där ekologisk biokapacitet inte kan uppfattas som en verklig biofysisk begränsning. Denna föreställning tycks ha sin bas i antagandet att alla länder kan bygga sin verksamhet på ekonomisk expansion och ständig tillväxt, vilket kan få som konsekvens att alla länder kommer att vara i behov av att importera biokapacitet (Wackernagel & Silverstein 2000).

Vid beräkningar av EF på nationell nivå framgår tydligt att ekonomiskt välbärgade länder får enormt stora ekologiska fotavtryck och fattigare länder får små ekologiska fotavtryck (Rapport 2000; Wackernagel et al 1999). Förlängningen av det är att rika länder med ett stort underskott, förbrukar resurser i fattiga länder (Rapport 2000). EF belyser därmed också en världsomfattande rättviseaspekt som är en del av den ekonomiska och sociala dimensionen i hållbar utveckling.

29

Beräkning av energianvändningen Ett annat moment i EF som förefaller känsligt är beräkningsgrunden för energianvändningen. För många i-länder utgör energianvändningen mer än hälften av ländernas EF. Orsaken är att den del av energianvändningen som kommer från fossila bränslen räknas om till den vegetationsareal som krävs för att ta upp den mängd koldioxid som bränslet släpper ut. Här anser en del att det vetenskapliga underlaget för beräkningarna är lite osäkert (Herendeen 2000).

Utgångspunkten för beräkningar av de arealer som krävs för energianvändningen är kolets kretslopp. Inget ställningstagande kring global uppvärmning tas, utan grunden för beräkningarna är en areal med ungskog i en relativt tidig del av successionen och den mängd koldioxid som skogen tar upp per ytenhet. Det som påtalas som tvivelaktigt är hur nettoupptaget av koldioxid har beräknats. När skogen når fram till en mogen fas upphör nettoupptaget av koldioxid, i den situationen kan koldioxidupptaget vara överskattat och ännu större arealer borde krävas för att avspegla energianvändningen (Herendeen 2000). Ett alternativ kan vara att skogen avverkas och återplanteras utan att någon större förmultning sker. Kanske kan också koldioxidupptaget vara underskattat, eftersom en ökad mängd koldioxid i atmosfären kan stimulera skogstillväxten. I det fallet är landarealen för energi överskattad (Herendeen 2000).

Mathis Wackernagel, en av EF:s skapare anser att de kritiker som uppfattat att energiberäkningarna ger ett för stort fotavtryck, har dragit en felaktig slutsats (Wackernagel & Silverstein 2000). Sannolikt, anser EF förespråkarna, är istället förbränningen av fossila bränslen underskattade i EF. Ett alternativt tillvägagångssätt, som troligen ligger sanningen närmare, skulle kunna vara att arbeta in en beräkning som ger framtida generationer den mängd av en lagrad energiform som motsvarar det fossila bränslets energivärde (Wackernagel & Silverstein 2000). Wackernagel och Rees valde att inte utforma EF så strängt, utan använder istället en mildare variant, i vilken, som de själva formulerar det, endast den koldioxidupptagande areal krävs som motsvarar den mängd som det fossila bränslet släpper ut (Wackernagel & Rees 1996; Wackernagel & Silverstein 2000). Enligt detta alternativa tillvägagångssätt skulle EF bli betydligt större. Tekniska lösningar undervärderade En del kritiker av EF anser att det i framtiden kommer att finnas tekniska lösningar för omhändertagande av koldioxid från fossila bränslen. De påpekar att dessa möjligheter inte är införlivade i beräkningarna av EF, och därför är EF inte en lämplig indikator för hållbar utveckling (Ayres 2000; Moffat 2000). Andra anser att det kommer att bli minskade utsläpp av koldioxid i framtiden, som ett resultat av teknisk utveckling av energieffektivare maskiner (Herendeen 2000). Teknikutvecklingen kommer

30

också att skapa drivmedel som innehåller en mindre andel kol (Herendeen 2000). Detta sammantaget tas som kritik mot EF, som med dagens beräkning då blir för stort.

Den här åsikten bygger troligen på någon form av missuppfattning om hur metoden fungerar. För det första står det i dagsläget klar att det enda realistiska sättet att få bort en ökad mängd koldioxid från atmosfären är genom vegetationens koldioxidupptag via fotosyntesen. Ingen fungerande teknisk process finns tillgänglig idag. Havet är en möjlig sänka av koldioxid men lika troligt är att varmare havsvatten kan lösa mindre mängder koldioxid än i dag. Det största areella upptaget sker till växande ungskog och det är då den lämpligaste metoden att använda i sammanhanget. Om det utvecklas tekniska lösningar för omhändertagande av de fossila bränslenas koldioxidutsläpp, som inte ökar fotavtrycket på något annat sätt, kommer det ju att införlivas i beräkningarna och automatiskt leda till ett mindre fotavtryck (Wackernagel & Silverstein 2000).

De teknikoptimister som anser att de flesta nuvarande och framtida problem går att lösa med tekniska innovationer, och som kritiserar EF utifrån ståndpunkten att teknikframsteg inte har någon position i beräkningen av EF har delvis rätt. Deras bedömning måste ändå bemötas med nästan samma argument som i texten ovan om hanteringen av de fossila bränslenas koldioxidutsläpp. Då teknik används som reducerar de mänskliga fotavtrycken kommer beräkningarna av EF att resultera i mindre fotavtryck. Dagens EF innehåller dagens teknik och kan inte uppskatta framtida landvinningar. Ett motargument mot teknikoptimisterna är att biogeofysiska begränsningar inte går att upphäva med hjälp av teknikframsteg. Endast om teknikframstegen ger minskad resursförbrukning (eftersom vi på global skala redan har överskridit de biofysiska resurserna behövs egentligen ett återförande av resurser) resulterar det i att fotavtrycken minskar (Costanza 2000). Att fortsätta insiktslöst leder till ett stort risktagande. Först när det existerar tekniska lösningar kan de införlivas i EF (Costanza 2000). Ekologiska fotavtryck mot handel? Ur ett samhällsanalytiskt perspektiv lyfter vissa kritiker fram sambandet mellan självhushållning och hållbar utveckling. Enligt dessa kritiker skulle EF-anhängarna förespråka ett självhushållande samhälle för att kunna realisera hållbar utveckling. EF-anhängarna själva ser inte att detta nödvändigtvis måste hänga ihop (Ayres 2000; Costanza 2000; Opschoor 2000; van den Bergh & Verbruggen 1999; van Kooten & Bulte 2000). Visserligen har t.ex. Daly länge hävdat att en minskad genomströmning av varor och material är en viktig del av utvecklingen mot ett hållbart samhälle (Daly 1977). I EF kan det mycket väl vara så att ett underskott i ett land har uppstått genom handel med varor som innebär att det skapas ekologiska fotavtryck i en annan del av världen, men det existerar inget regelverk mot handel i metoden eller bland dess utövare.

31

EF har fått ta emot stark vetenskaplig kritik från van den Bergh och Verbruggen, då de påtalar att metoden inte uppfyller kriteriet att vara objektiv (van den Bergh & Verbruggen 1999). De förklarar icke-vetenskapligheten med att handel med varor och tjänster ökar det ekologiska fotavtrycket, och därmed ges intrycket att EF motverkar handel (van den Bergh & Verbruggen 1999). I EF finns enligt Wackernagel och Rees, begreppet ekologiskt underskott som uppstår om området har ett högre EF än vad områdets ekologiska produktivitet är. Om ett underskott finns är det en indikation på ett icke hållbart system (Wackernagel & Rees 1996). Men det går ändå inte att på goda grunder hävda att EF är mot handel, som van den Bergh och Verbruggen menar (1999). EF upplyser om hur stor del av exempelvis en nations behov som kommer från resurser i andra länder och att en stor del av fotavtrycket beror på själva transporten av handelsvaror. Sådan information bör medborgarna vara medvetna om för att kunna göra hållbara val (Deutsch et al 2000). Dagens situation med en internationell handel som inte tar hänsyn till resursförbrukning och miljö, är knappast att betrakta som vare sig rättvis, vetenskaplig eller hållbar (Costanza et al 1995). EF kan visa på skillnaden mellan handel som kräver stor resursåtgång och sådan handel som kräver en mindre mängd resurser men EF kan inte, i nuvarande form, göra någon skillnad mellan handel som är rättvis och handel som är orättvis (Costanza 2000). Hållbar utveckling som beräkningsgrund är ett problem Beräkningarna av EF baseras bl.a. på att lantbrukets skördar och skogsbrukets avverkningar sker på ett hållbart vis. Detta kan skapa viss förvirring då hållbart och konventionellt lantbruk blandas ihop i metoden. I verkligheten är det också troligt att de olika lantbrukstyperna kräver olika stora arealer (Herendeen 2000; van den Bergh & Verbruggen 1999). Inom jordbruksproduktionen skulle ett intensivt brukande kunna ge ett litet EF, trots att den typen av produktion ofta är förknippad med negativ miljöpåverkan via kemiska bekämpningsmedel och konstgödning. Författarna är medvetna om att denna generalisering ger en skenbart konservativ uppfattning av produktionssystemen. Beroende på intensiteten i jord- eller skogsbrukssystem som ingår i studien, borde egentligen arealen uppräknas med 10 – 20 gånger, enligt en s.k. hållbarhetsfaktor, för att kunna klassas som hållbar för en längre tid (Wackernagel & Rees 1996).

Att man inte heller skiljer på hållbar och ohållbar markanvändning bland landkategorierna, kan också kritiseras. Vissa hävdar att en indikator av den här typen bör kunna hantera både kvantitativ och kvalitativ resursanvändning (van den Bergh & Verbruggen 1999). Hälsotillståndet hos ekosystem har liten plats i metoden Det finns de som är positiva till EF, men kritiserar metoden för att vara alltför vag och flera konstruktiva förslag till att stärka beräkningarna kring

32

EF existerar. Exempelvis lyfter D.J. Rapport fram att uppgifter om hur antropogen verksamhet förstör ekosystem bör finnas med i EF. Han anser att inte bara resursanvändningen är betydelsefull för att se ett mått på mänskliga avtryck i naturen, utan att även ekosystems hälsotillstånd bör införlivas (Rapport 2000). Ett starkt motiv till att ta med ekosystems hälsotillstånd är att då ekosystem har blivit stressade eller störda har de sällan kapacitet att bli återställda, i alla fall inte fullständigt (Rapport & Whitford 1999). I EF-metoden finns inte det spektrum av livsunderstödjande ekosystemtjänster som existerar i verkliga system. Wackernagel och Rees motiverar det med att modeller är modeller och inte den komplexa verkligheten, utan just en generaliserad modell.

EF är uppbyggd kring de mest betydelsefulla parametrarna, vilket gör att begränsande faktorer och helhetsavtryck kan påtalas. Författarna säger sig ha sökt efter en balans mellan komplexitet och generaliseringar med syfte att skapa ett instrument som kan fungera som en vägvisare, en vägvisare som är användbar och går att förstå. De försvarar också sin ”förenklade modell av verkligheten” med att vissa komponenter i verkligheten är så gott som omöjliga att beräkna. Som exempel ger man sambandet mellan allmänna livsunderstödjande processer, som den globala värmefördelningen, biologisk mångfald, klimatstabilitet och invånares behov av detta, alternativt motsvarande areal av ekosystem (Wackernagel & Rees 1996). Ekologiskt fotavtryck är en aggregerad indikator Trots alla nämnda förtjänster anser en del att EF inte är lämplig som vägvisare mot en hållbar utveckling. Ett motiv som anges är att EF är alltför aggregerad (Ayres 2000; Costanza 2000; Moffat 2000). Positivt med en indikator som innehåller mycket är att den är enkel att förhålla sig till, den har någon form av tydligt värde som visar riktningen. Ett problem kan dock vara att det i sådana metoder döljs mer än vad som kan utläsas ur dem (Moffat 2000). Det kan ses som en svaghet och skapar svårigheter för exempelvis beslutsfattare att använda metoden som styrhjälp, beslutsfattare kan vara i behov av fler och mer detaljerade instrument.

Att det finns för- och nackdelar med metoden är en egenskap som EF har gemensamt med de flesta andra aggregerade index och indikatorer, exempelvis BNP och ISEW, index of sustainable economic welfare (Costanza 2000). Som alternativ till en aggregerad indikator kan flera indikatorer eller kriterier användas, men någon gång i en beslutsprocess måste alltid ett urval göras eller en viktning av vad som är betydelsefullast. Görs det subjektivt eller av politiska skäl, vilket ofta kan bli fallet, då blir urvalet tydligt ovetenskapligt. Om en aggregerad indikator används, finns alltid möjligheten att gå tillbaka och se hur indexet har räknats ut, detaljerna är alltså inte förlorade, men kräver tanke och energi att komma åt. Som i så många andra situationer kan för snabba, bekväma eller enkla beslut fattas om inte förmågan, tiden eller engagemanget finns att informera sig om bakgrundsfakta och viktiga detaljer.

33

Saknaden av en dynamisk dimension EF är en statisk metod, d.v.s. metoden fångar tillståndet vid en viss tidpunkt och resultatet ger en synoptisk bild av verkligheten. Just det har varit föremål för kritik och det verkar finnas ett behov av att kunna modellera med en mer dynamisk situation, där olika utvecklingsscenarier kan bearbetas (Moffat 2000). Faran med att använda en statisk indikator är att den riskerar att bli felaktigt analyserad, exempelvis finns det en risk att beslutsfattare hanterar indikatorns värde som fastlåst och oföränderligt och accepterar det, utan den nödvändiga diskussionen och djupanalysen i sökandet efter hållbara lösningar. EF är ett redskap som har stor betydelse i utformningen av hållbar utveckling, men inte som det enda och ultimata beslutsinstrumentet (Deutsch et al2000).

Beräkningen av EF grundas på data av de för tillfället existerande resurser som finns och används. Flöden mellan områden tas inte med i metoden. EF skulle således kunna utvecklas till ett starkare hjälpmedel för att navigera samhällen mot en hållbarare utveckling om t.ex. flöden på något vis arbetades in i metoden, om metoden skulle ha en dynamisk del där utvecklingsscenarier kan bearbetas (Moffat 2000).

Styrkan med EF är dess förmåga att kommunicera på ett enkelt men ändå vetenskapligt och tydligt sätt. Många ser även att beräkningsgrunderna för EF är någorlunda överkomliga och de data som används som underlag för uträkningarna är relativt tillgängliga. Slutsatsen är att ekologiskt fotavtryck är en pedagogisk, tydlig och lättkommunicerad metod som lyfter fram resursanvändningen och dess begränsningar. Metoden tar ett helhetsgrepp och kan samtidigt visa vilka som använder resurserna och varifrån de tas, den berör fördelningsaspekter och visar på omvärldsberoende. Följaktligen kan EF bedömas som ett lämpligt redskap för att ge riktlinjer för hållbar utveckling. En viktig funktion för indikatorer är just att de kan förmedlar sitt budskap klart och tydligt, en funktion som uppenbarligen finns hos EF (Moffat 2000).

I nästa avsnitt skildras ytterligare en metod med åtföljande teori som också behandlar hållbarhet.

3.2 Emergi och emergianalys Emergianalys är en metod som utvecklades för att undersöka system, naturliga ekosystem såväl som system med antropogen påverkan. I analysen identifieras och beräknas alla resurser och processer som har betydelse för systemets funktion. De resurser som använts i systemet omvandlas med hjälp av en omvandlingsfaktor till en gemensam enhet solemjoule, sej. Den teoretiska grunden för metoden är generell systemteori och systemekologi (Odum 1983; Odum 1994). Metoden finns grundligt beskriven i

34

nyckelreferensen, Environmental accounting: EMERGY and environmental decision making (Odum 1996).

3.2.1 En kort tillbakablick Teorin runt emergi har vuxit fram i ett sammanhang med flera discipliner involverade bl.a. fysik, ekologi och systemvetenskap. Mest betydelsefull i utformande av emergianalysen har varit ekologi och systemekologi, eftersom basen för emergi är själva modellerandet av samspel mellan faktorer inom system. Ett tydligt holistiskt och systemteoretiskt förhållningssätt präglar analysen, där visserligen alla komponenter och delar i systemet kvantifieras, men slutresultatet förhåller sig till en integrerad helhet. Samhälleliga och ekologiska system ses som sammanlänkade. Grunden för det holistiska perspektivet kommer från ekologiska teorier där biologiska system, ekosystem, fungerar som öppna system. Ett system hanteras i en emergianalys som en del av ett större omgivande system, innehållande flöden av materia, information och energi. Som en konsekvens av detta blir alla sammanhang, i sin förlängning globala. Mellan system och inom system -, pågår kontinuerligt flöden av materia, information och energi. Utifrån det perspektivet, har kunskap om energi, energiomvandlingar och de termodynamiska lagarna varit betydelsefulla då emergibegreppet vuxit fram.

Den person som varit den huvudsaklige skaparen av emergibegreppet och som utvecklat emergianalysen, är Howard T. Odum (Odum 1996). I tidiga arbeten av H.T. Odum finns hela eller delar av metoden beskriven (Odum 1987b; 1988; 1994). Även andra forskare har publicerat artiklar och böcker om emergi och modellering av system efter samma principer som H.T. Odum (Brown et al 1992; Brown & Herendeen 1996; Hall 1995; Hall et al 1986; Odum 1987).

3.2.2 Teoretiska utgångspunkter Energihierarkier Både naturliga system och de av människan påverkade, drivs av ett energiflöde. Energi kan sägas vara det flöde som organiserar system och skapar hierarkiska nivåer samt är en viktig komponent i återkopplingen mellan olika nivåer (Odum 1987b). Energin rör sig från utspridd form i solljuset, genom en serie energiomvandlingar mot en allt komplexare och mer högkvalitativ form i t.ex. organismer, olja, elektricitet eller mänsklig tankeverksamhet (Odum 1973). Vid varje steg som energi omvandlas förloras en del av den tillgängliga delen av energin (egentligen exergi), samtidigt sker en omvandling av energiformer av lägre komplexitet till energiformer av högre komplexitet (Figur 2). Termodynamikens lagar är

35

betydelsefulla som teoretisk grund för att förklara energiflöden, dessa flöden lämpar sig att använda som bedömningsgrund för dynamiska system (Odum 1996, ss 15-21).

Figur 2. För varje energiomvandling i en energihierarki, sker en degradering av energikvantiteten, parallellt sker en transformering av energin till en högre kvalitet. Den högra tabellen visar storleksordningen på energi per tidsenhet (J/tid), den högra visar motsvarande storleksförändringen på transformiteten (sej/J). Avritad fritt efter (Odum 1996, s. 23; Odum 2007, s. 68).

De energikällor som driver jordens processer bildar baslinjen Alla beräkningar i en emergianalys utgår från tre av varandra oberoende flödande energikällor på jorden, a) solinstrålningen b) värme från jordens inre och c) dragningskraften mellan himlakroppar som ger upphov till tidvatten. Denna energi driver alla processer i geobiosfären, se Figur 3 (Ulgiati & Brown 2009). Ett värde på flödet för dessa tre energikällor finns beräknat i en s.k. baslinje. Idag har baslinjen värdet 15,83 E24 solemjoule (seJ) per år (Odum et al 2002). Flödet i baslinjen går att fördela i tid och rum. Som en följd av systemtänkandet går det att från baslinjen beräkna den emergi som existerar bakom alla processer som skapat olika material och produkter.

36

Figur 3. De tre stora energiflöden som driver geobiosfärens alla processer är solen, värmen från jordens inre och tidvattnet. I emergidiagrammets fönster visas de huvudsakliga delarna i systemet och flödet av energi mellan dem. Värdet av den senast beräknade baslinjen och fördelningen av emergi mellan de tre processerna framgår i figuren. Figuren är en modifierad bild från Ulgiati & Brown och Odum (Odum 1996; Ulgiati & Brown 2009).

Transformitet Den totala mängden energi som åtgått för att upprätta eller underhålla en process, alternativt skapa en produkt, ökar för varje energiomvandling. Ju mer arbete som krävts för att skapa en produkt, desto mer energi har den ”kostat” (Pulselli et al 2008 b). Här kommer begreppet transformitet in. Transformitet är den mängd energi av en typ som krävs för att generera en enhet energi av en annan typ (Odum 1988). En joule ved exempelvis, har förbrukat mycket mer energi än en joule under hela trädets växtperiod och i form av mänskligt arbete för att processa trädet fram till den slutliga vedkubben. Om all den ”historiska” energin skulle räknas in i slutprodukten ved, måste energivärdet räknas upp med en faktor, ett transformitetsvärde. I exemplet ved skulle det innebära att 1 J ved räknas upp med faktorn 1,60E+04 (Doherty et al 2002, s. 62).

Den vanligaste enheten som används för transformitet är sej/J, men även specifik emergi med enheten sej/g är brukligt att använda, eller sej/valuta då solemjoule relateras till ett lands valuta (Lagerberg 2000; Odum 1987b; 1988). Enheten sej stod ursprungligen för sol-Joule men för att poängtera att det här är Joule av en annorlunda typ benämns enheten solemergijoule (sej) (Lagerberg 2000). När kvantiteten ”vanlig” energi (egentligen exergi = förmåga att utföra mekaniskt arbete, energikvalitet) minskar, ökar mängden solemergijoule. Det blir således en form av överföring av en energiform till motsvarande solenergimängd som krävs för att bygga upp en produkt. Alla

37

energienheter räknas om till en gemensam enhet, som är solemergijoule (sej) (Odum 1987b; 1988; Pulselli et al 2008 a).

Uttryckt på ett annat sätt kan man säga att geobiosfärens energihierarki utgår från solinstrålning, beroende på transformitetsfaktorn ökar emergiinnehållet högre upp i systemet (Odum 1988). För att erhålla en relevant omräkningsfaktor för de processer, den materia eller den information som analysen skall utföras på, måste all energi och de resurser som åtgått för bildandet av dem ingå i beräkningen (Pulselli et al 2008 b). Ibland kallas emergianalysen för en ”retrospektiv termodynamisk metod för uträknande av den nödvändiga omgivningskostnaden för att understödja processer och system” (Odum 1988; 1996; Pulselli et al 2008 b). Därför aggregeras alla insatser, inga utesluts och metoden blir således en syntes snarare än en analys.

Det finurliga med emergianalysen är att solens transformitetsfaktor = 1, d.v.s. utgångspunkten för beräkningen är mängden solenergi. Beräkningar av alla andra processer sker utifrån den direkta eller indirekta åtgången av solenergi i alla led vid bildandet av produkten (Pulselli et al 2008 b). I metoden införlivas flöden från de globala processerna i det undersökta systemet, uttryckt i en gemensam energienhet. Man kan säga att metoden möjliggör en jämförelse mellan äpplen och päron. Ju större energiinsats vid produktionen, desto högre emergivärde erhålls (Pulselli et al 2008 b).

Transformiteten visar förhållandet mellan den totala mängden emergi som gått åt för att bilda något och dess tillgängliga energi i slutledet (Ulgiati & Brown 2009). Ordet emergi står för just transformeringsprocess, begreppet hette tidigare inneboende energi, embodied energy, men ändrades sedan till emergi från ”energiminne”, eng. memory of energy (Brown 2004; Scienceman 1987). För att säkerställa att läsaren uppfattat begreppet korrekt, står det ofta i vetenskapliga artiklar om emergi tydligt formulerat, ”emergy, spelled with an ”m” (Brown et al 2004). Modellbyggande För att beskriva ett system och förstå dess inre dynamik, ritas som det första steget vid en emergianalys ett energiflödesdiagram. Flödesdiagrammet är uppbyggt av symboler från det så kallade energisystemspråket (Odum 1971). I Figur 4 visas exempel på de vanligaste symbolerna (Odum 2007). Med hjälp av insamlade data från systemet, konstrueras ett diagram, där alla flöden och komponenter ritas in i stigande transformitetsordning snett nerifrån vänster och upp mot högra delen av diagrammet (Odum 1996).

38

Figur 4. Energisymbolspråket används då emergidiagram konstrueras. I figuren visas några av de vanligaste symbolerna (Odum 1996, ss.290-293; Odum 2007, s. 39).

Självorganiserande system Jordens biogeosfär organiseras utifrån biotiska (levande) och abiotiska (icke levande, miljömässiga) komponenter, i komplexa och intrikata samspel. Begreppet geobiosfär är en ekologisk term som är den högsta hierarkiska ekologiska nivå som används. Under geobiosfär kommer biom, ekosystem, samhälle (biotiskt), population och organism. De olika hierarkiska nivåerna påverkar varandra, processer på en nivå kan bli begränsade av nivån ovanför, man brukar prata om återkoppling eller feed-back mellan nivåerna. Återkopplingen fungerar som en dynamisk kraft, som styr systemets organisering.

Interaktioner mellan nivåer går olika fort, beroende på vilken ekologisk hierarkisk nivå som man befinner sig på, oftast långsammare högre upp i de större och komplexare systemen (Jorgensen et al 1996, s. 251). Det skulle också kunna utryckas som att beroende på vilken skala som studeras, synliggörs olika frekvenser och styrkor på interaktionerna mellan systemets olika komponenter.

Utifrån betraktat, kan ekosystem uppfattas som om att de befinner sig i en harmonisk jämvikt. Studeras systemet djupare, längre ner i hierarkin kan snabba och näst intill kaotiska relationer identifieras. Processer på en nivå kan se helt annorlunda ut på en annan nivå. Odum presenterade begreppet ”pulserande system” (pulsing steady state) som ett försök att karaktärisera de olika nivåerna i det ekologiska systemets hierarki (Odum 1997; Odum 1996; Odum 2007). Vid ekologiska studier kan olika nivåer i ett system undersökas, utan att omkringliggande nivåer tas in i studien, men det gäller att se systemet i sitt sammanhang och ställa de för nivån adekvata frågorna. Maximum power principle och maximum empower Energiflödet som organiserar, skapar hierarkier och kontrollerar självorganiseringen (se ovan), tycks utvecklas enligt ett mönster som optimerar användningen av energi. Förmågan att successivt skapa ett system som maximerar energianvändningen leder till en ökad produktion för det enskilda systemet, är vad H.T. Odum kallar maximum power principle (Odum 1996, ss. 19-21; Odum & Odum 1981). Utifrån ett evolutionärt

39

perspektiv kan denna förmåga att utveckla den optimala verkningsgraden av energin i ett system, fungera som en konkurrensfördel mellan olika system, där det mest optimala systemet är det som har störst sannolikhet att överleva i längden. Vid en emergianalys av antropogent påverkade system, finns möjligheten att göra jämförelser med naturliga system där energianvändningen är optimerad. Detta kan vara en användbar jämförelse. Eftersom naturliga system prövats under längre tid, kan de ses som en riktlinje för hållbarhet. Maximum empower principle är ett mer utvecklat och strängare koncept av maximum power principle (Bergquist 2008). Med power menas flödet av energi, med empower flödet av emergi (Odum 2007). Enligt maximum empower principle genererar systemet en positiv återkoppling till omkringliggande system, vilket särskiljer maximum empower från maximum power (Odum 2007, ss. 89-90). Index och kvoter I emergimetodiken kvantifieras alla insatser som tillförs ett system, exempelvis byggmaterial, maskiner, energi i form av t.ex. el, bensin och mänsklig arbetskraft. Med hjälp av transformitetsvärdet omräknas insatserna till jämförbara värden vilket leder till att insatserna kan viktas mot varandra. Exempelvis kan omvärldsberoendet åskådliggöras genom att storleks-ordningen på de importerade komponenterna jämförs med de internt existerande. En rad olika index existerar inom metoden, som kan användas vid analys och diskussion av ett resultat från en emergianalys. Några av dessa index beskrivs nedan: Emergi per person ( EpP). Emergi per ytenhet (Emergi per hektar). Kvoten mellan emergi och befolkning (Pulselli et al 2008 b). Procent fri, lokal förnyelsebara resurser i systemet i relation till totala

resurser i systemet. Beräknas procentuellt (% förnyelsebar emergi/total emergi). Beskriver till hur stor del systemet understöds av förnyelsebar emergi (Cavalett et al 2006).

Emergiinvesteringskvoten (Emergy Investment Ratio, EIR). Kvoten mellan importerad emergi och summan av gratis lokalt förnyelsebara och gratis lokalt icke förnyelsebara resurser (Cavalett et al 2006; Lagerberg 2000; Odum 1996; Pulselli et al 2008 b; Rótolo et al 2007).

Emergiavkastningskvot (Emergy Yield Ratio, EYR). Kvoten mellan avkastningen och summan av all emergi importerad till systemet (Cavalett et al 2006; Lagerberg 2000; Odum 1996; Rótolo et al 2007).

Miljöbelastningskvot (Environmental Loading Ratio, ELR).

40

Kvoten mellan icke förnyelsebara resurser (lokala och importerade) och lokalt förnyelsebara (Björklund & Rydberg 2003; Cavalett et al 2006; Lagerberg 2000; Pulselli et al 2008 b; Rótolo et al 2007).

Hållbarhetsindex. Kvoten mellan emergiavkastningskvoten och miljöbelastningskvoten (Brown & Ulgiati 1997; Lagerberg 2000; Rótolo et al 2007; Ulgiati & Brown 1998).

Emergianalyser är användbara även i ekonomiska sammanhang och då relateras emergi till valutor. Även i analyser av produktionssystem som jord- och skogsbruk är det ofta nödvändigt att involvera penningflödet i systemanalysen. Med hjälp av penningflöden kan de delar av mänskliga interaktioner som inte går att redovisa på annat vis i systemen synliggöras.

3.2.3 Förtjänster och brister med emergianalys Emergianalysen har huvudsakligen utvecklats i den systemekologiska vetenskapliga disciplinen och var en av de första riktigt tvärvetenskapliga metoderna som skapades. Syftet var från början att tydligare förstå processer och interaktioner i olika ekosystem. Allteftersom metoden har tillämpats i allt större sammanhang, har den utvecklats för att analysera och värdera ett systems progression mot hållbarhet. Inom områden som hanterar människans påverkan på miljön har emergianalysen en viktig funktion (Björklund 2000). En gemensam enhet är en innovation I emergianalysen omvandlas alla komponenter som ingår till en gemensam enhet, solemergijoule. Omvandlingen sker då varor och tjänster räknas om med hjälp av en transformitetsfaktor. Transformitetsfaktorn har ett värde i relation till varan eller tjänstens ”normala” enhet, en solemergiekvivalent, som är solemjoule/enhet. En beräkning resulterar då i att varan eller tjänsten får enheten solemergijoule, förkortat sej. Genom denna omvandling till en enhet vinner metoden fördelar som gör den användbar i många sammanhang. Samtidigt ger metoden en god möjlighet att göra meningsfulla jämförelser mellan system på olika skalor, med olika storleksordning, i olika rum och över tiden (Martin et al 2006; Rydberg & Jansén 2002). System som värderas i en emergianalys kan vara allt från mindre enheter som exempelvis enskilda fenomen som dragkraft, till större enheter som jordbruk, reningsverk, fabriker, kommuner, hela nationer eller t.o.m. universum. Begreppet transformitet en utmaning Transformitetsfaktorn är för många en ny och okänd faktor som kräver att den teoretiska grunden för beräkningen kan accepteras. När en emergianalys utförs används ofta en transformitetsfaktor som finns uträknad sedan tidigare. Viktigt är då att det tydligt står vem som beräknat transformiteten

41

och den skrivs lämpligen som en vanlig not eller referens. Finns ingen transformitetsfaktor får den beräknas i den aktuella analysen.

Om man är kritisk till emergianalysen är det troligen mot transformitetstanken i sig man riktar sin kritik, eller mot storleken på de olika transformitetsfaktorerna. Det kan dock lika gärna vara mot den teoretiska grund som förklarar att organiseringen av system sker i självorganiserande energihiearkier. Strävan för dem som tillämpar emergianalys, är att hitta värden som stämmer bäst mot verkligheten, men beräkningarna kan bli krångliga och tankegångarna bitvis svåra att följa. Transformitetsfaktorer revideras och kontrolleras då och då vid analyser och forskning i olika sammanhang. Exempelvis har transformiteten för eldningsolja nyligen studerats, där det visade sig att det nya beräknade värdet hamnade mycket nära den ursprungliga beräkningen. Värdet blev endast 1,7 procent större än det tidigare gängse värdet (Bastianoni et al 2009). Även baslinjen har räknats om nu totalt tre gånger, vilket innebär att om en jämförelse med tidigare emergianalyser skall utföras, måste en uppräkning genomföras med en faktor som gör analyserna jämförbara.

Transformitetsfaktorer kan finnas beräknade för samma produkt eller tjänst, vid olika tidpunkter och på olika platser eller med olika beräkningsmetoder. Att det finns olika beräknade transformitetsvärden kan verka förvirrande, men förutsättningarna att skapa produkter och tjänster ser olika ut i tid och rum. Detta ger en variation av transformitetsfaktorer inom ett visst spann. Detta är också poängen med emergianalysen, att visa att samma produkt kan produceras på olika sätt, trots att den på marknaden exempelvis kostar lika mycket, består av samma mängd energi eller har samma funktion men egentligen inte är lika energieffektiv eller hållbar. Troligen går det att beräkna inom vilka gränser ett transformitetsvärde kan befinna sig för en viss produkt. Å andra sidan kan det finnas vissa produkter som i princip kan erhålla ett oändligt antal värden på transformiteter, beroende på hur de har bildats eller producerats (Brown & Herendeen 1996). Om det existerar flera transformitetsfaktorer vars ursprung inte framgår, bör man vid en analys välja ett genomsnittsvärde av faktorerna (Brown & Herendeen 1996).

Osäkerheten kring värdena på transformitetsfaktorn kan hanteras på ett korrekt vetenskapligt vis, eftersom de ursprungliga värden som återfinns i baslinjen är de som är beräkningsgrunden för de andra transformitetsfaktorerna. Detta innebär att så länge analysen befinner sig på en större skala, stämmer värdena relativt systemets andra värden (Brown & Herendeen 1996). Värdena är korrekta i relativa tal men kanske inte alltid i absoluta. Metoden bygger på en stor mängd data Emergianalys som metod baseras på en stor mängd data som bearbetas i en komplex matematisk modell med siffror som ofta har höga värden. Underlagsdata för analysen kan vara krävande att få tag på, detaljrikedomen

42

i beräkningen och storleksordningen på siffrorna kan dessutom tendera att få utföraren att tappa kontrollen på storleksordningen som hanteras i analysen. I den nuvarande mänskliga kulturen finns inget intuitivt förhållningssätt till dessa värden som kan bekräfta deras storlek. Emergianalysen kräver av dessa anledningar, stora resurser i form av kognition, tid och datakraft för att kunna utföras väl. Flöden kan hanteras i en emergianalys I ett tidigt skede i emergianalysen konstrueras ett energiflödesdiagram (se under rubriken modellbyggande) (Lagerberg 2000; Odum 1996). Energiflödesdiagrammet är en viktig del i metoden, utifrån diagrammet påvisas alla komponenter och flöden. Beräkningarna utgår från innehållet i de olika symbolerna och systemets gränser avgörs här. Vidare definieras utifrån diagrammet vilka resurser som kan uppskattas som lokala eller importerade. Flöden är en del av energidiagrammets kärna där återkopplingar i systemet synliggörs liksom vilka flöden som rör sig in i systemet och vilka som lämnar det.

Om uppgifter om emergikvantiteter sätts in i diagrammet placeras de vid respektive pil i energiflödesdiagrammet och representerar de hypotetiska årliga energiflödena (Brown & Herendeen 1996). Rent teoretisk kan andra tidsperioder än år användas, det viktiga är att samma period används i hela analysen. Att metoden grundas på flöden och deras samband mellan källor, lager, processande positioner som samverkande, producerande och konsumerande, ger metoden en styrka eftersom de flesta interaktioner på så vis införlivas i analysen. Kan summan bli större än de ingående komponenterna? Ibland kan ett emergiflödesdiagram ge intrycket av att värdet av den utgående kvantiteten solemjoule blir större än värdet av energikällorna in i systemet, men så är inte fallet (Brown & Herendeen 1996). Här påtalas betydelsen av att följa de regler som ställts upp för emergianalys. Emergianalysens tredje regel säger att då flödet ut ur ett system sker i flera separata delar kan emergin härledas ur respektive flödesväg för produkten med den andel som den utnyttjat av det totala energiflödet (Brown & Herendeen 1996). Viktigt är sedan att inte summera värdet av alla utgående flöden. Här menar emergianalysens upphovsmän att en process kan skapa två eller fler utflöden men att de hänger samman. D.v.s. det ena flödet kan inte skapas utan det andra (benämns samprodukt), vilket innebär att det totala inflödet av emergi används till varje flöde ut ur systemet se Figur 5 (Brown & Herendeen 1996).

43

Figur 5. Energidiagrammet visar ett utflöde som kan uppfattas som om att det är större, än det totala inflödet av emergi. Diagrammet kommer från en artikel av Brown & Herendeen (1996). Existerar verkliga eller reella värden? Emergi, kvantifierat i solemjoule, är all energi som införlivats i en produkt och/eller åtgått för att bilda den över tiden (Bastianoni et al 2009; Lagerberg 2000; Odum 1987b; 1988; 1996; Pulselli et al 2008 b). I en emergianalys summeras alla insatser som tillförts i varje steg i en process. Man kan säga att det flesta kända komponenter finns inräknade i analysen (Hall 1995). En produkts värde får en annan kvantitet än dess värde i en traditionell energienhet, beroende på vilken transformitetsfaktor produkten har. Undantaget är den energikvalitet som finns i solljus, vars transformitetsfaktor är ett, vilket innebär att värdet består. Emergianalysen införlivar naturens arbete, och innehåller en metodologi för att värdesätta detta (Björklund & Rydberg 2003). I den studerade varans eller tjänstens värde finns i en emergianalys, ett verkligt värde närmare än i många andra analyser. Emergi kan sägas ge en produkt ett reellt och vetenskapligt värde (Rydberg 2003). Globala resultat mer tillförlitliga än lokala Precis som då det gäller ekologiskt fotavtryck kan det lätt bli så att resultat från en global emergianalys, en analys högt upp i hierarkin, kan uppfattas som mer tillgänglig än från en lokal. Kanske beror det på metodens holistiska karaktär och att stora teoretiska sammanhang går att uppfånga och förstå. Men i en mindre skala uppfattas det hela som komplicerat och alltför detaljerat. Även osäkerheten kring transformitetsfaktorers värde har betydelse, eftersom den relativa säkerheten blir högre i globala system än i system på en låg hierarkisk nivå (se diskussionen under rubriken transformitet ovan). Emergianalysens kommunicerbarhet Inom emergimetodologin existerar index där summor av olika resurskategorier kan relateras till varandra (se under rubriken index och

44

kvoter i detta kapitel). Genom att en gemensam enhet används, kan resurserna modelleras tillsammans matematiskt. Detta gör att systemen kan granskas genomgripande och vetenskapligt. Samtidigt uppfattas dessa index ibland som svårtolkade och något abstrakta. De är även i hög grad beroende av definitioner som ser olika ut från fall till fall, vilket ställer stora krav på den som tolkar vad avser att spåra källor. Trots indexens goda vetenskapliga grund är de inte frekvent tillämpade av samhälleliga instanser eller bland andra intressenter. Energiflödesdiagram uppbyggda med energisystemspråket ger en begriplig och tillgänglig uppfattning av ett systems beståndsdelar, men siffrorna som följer i flödena eller finns exempelvis i lager eller källor, förmedlar inte självklart en intuitiv uppfattning om storleksordningen. Kräver metoden ett vetenskapligt paradigmskifte? Emergianalysen utgår från en teoretisk ståndpunkt, där reella värden har sitt ursprung i den biogeofysiska sfären och skapas av ett flöde av resurser och energi (Brown 2003). Då Odum presenterade sina nya idéer genom åren kom han ibland att bemötas med motstånd. Just teorin om energikvalitet, emergi och transformitet ses som de av hans idéer som omvärlden har förstått sig sämst på (Brown 2003). Ofta nämns att emergianalysen har hamnat i kläm, eller i tomrummet mellan naturvetenskapen och de humanistiska vetenskaperna. Metoden är en av få med ett ekocentriskt perspektiv (Björklund & Rydberg 2003; Hall 1995), just det kan kanske vara en förklaring till att emergibegreppet och metoden gärna uppfattas som komplicerad.

Ibland kritiseras emergianalysen för att använda inadekvata begrepp som placerar den utanför viktiga diskussionsfora (Brown & Herendeen 1996). Genom att tala om reellt eller verkligt värde, reell eller verklig välfärd, utmanar teorin det konventionella neoklassiska ekonomiska synsättet med den bärande grundtanken att tillväxt är basen för samhällsutvecklingen, ett synsätt som mäter värden i människors betalningsvillighet (Bergquist 2008; Brown 2003).

Mycket talar för att det vetenskapliga synsätt som ligger till grund för teorierna bakom emergi och som genererat emergianalysen håller sig delvis utanför den s.k. normalvetenskapen i nu rådande paradigm. Det förefaller som att begrepp, påståenden och resultat från emergianalyser många gånger uppfattas som inkommensurabla, d.v.s. inte är användbara inom gällande synsätt. Enligt paradigmskiftesteorin finns enligt Kuhn en revolutionär vetenskap, en vetenskap som står för ett ifrågasättande av normalvetenskapen (Öhman et al 1994). Emergi och den runt den existerande systemteorin, verkar i hög grad stämma in på definitionen av en revolutionär vetenskap enligt Kuhn (Öhman et al 1994, ss. 37-44).

45

3.2.4 Emergianalys som värdering av hållbar utveckling En avgörande faktor för att få indikationer på hur stabilt och balanserat ett mänskligt samhälle är i förhållande till sin naturliga omgivning är att analysera dess resursutnyttjande. En god fingervisning på ett samhälles hållbarhet är att uppskatta andelen förbrukade ej förnyelsebara resurser (Campbell 1998). En samhällelig standard som brukar en stor andel icke förnyelsebara resurser tyder på sämre hållbarhet och vice versa. Med en metod som erbjuder möjligheten att ge resurser ett reellt värde, ökar kapaciteten att bedöma uthålligheten av system.

Emergianalys erbjuder ett holistiskt, ekocentriskt värderingsinstrument. Emergianalys innehar en potential att ta ett helhetsgrepp på system med däri ingående delar, processer och samband. Utifrån den aspekten är emergianalys en lämplig metod för värdering av hållbar utveckling, då de flesta andra metoder arbetar i ett betydligt smalare spektrum (Brown & Herendeen 1996). Det som verkar vara ett problem med emergianalys är att den uppfattas som svår och problematisk att kommunicera på ett lättbegripligt vis.

I följande avsnitt presenteras en metod, ekosystemtjänster, som är den som senast introducerats bland de metoder som behandlas i den här uppsatsen.

3.3 Ekosystemtjänster ”The key limiting factor for human life is not the amount of solar energy that falls on earth, but what nature can do with it” är ett citat från Our ecological footprint som fångar in stora delar av begreppet ekosystemtjänster (Wackernagel & Rees 1996). Rådande samhällsekonomiska system är endast marginellt utrustade för att genomföra värderingar av de tjänster som naturen bistår oss med. Från den insikten växte en strategi fram vars syfte var att förmedla hälsotillståndet för jordens ekosystem (Daily 1997). Ekosystemtjänster applicerar en ekonomisk terminologi på de ekologiska processer som har betydelse för mänsklig verksamhet. De teoretiska grundvalarna för ekosystemtjänster presenteras i boken Nature´s Services (Daily 1997). I den FN-initierade gruppen Millennium Ecosystem Assessment har teorin och metodologin utvecklats. I Millennium Ecosystem Assessment har också en genomgripande värdering av jordens ekosystemtjänster genomförts (MA 2005 a; 2005 b). Ekosystemtjänster har en position i denna studie som en kompletterande värderingsmetod till emergianalys och de emergibaserade fot- och fingeravtrycken.

46

3.3.1 Definition av ekosystemtjänster Grundläggande begrepp som varit allmänt kända blev vägledande i processen att skapa en bärande idé där naturens arbete skulle integreras som en parameter i existerande ekonomiska system. Så utvecklades begreppet ekosystemtjänster som ett sätt att beskriva de resurser och tjänster ekosystemen utför åt oss människor. Första gången det arbete jordens ekosystem utför benämndes som en tjänst levererad till mänskligheten var i rapporten Study of Critical Environmental Problems (SCEP 1970). De funktioner som där togs upp var kontroll av skadeorganismer, insektspollinering, fiske, klimatreglering, bindning av jord, jordbildning, reglering av översvämning, kretslopp av ämnen och atmosfärens sammansättning (Daily 1997). Fyra år senare utökades listan med bevarande av markens bördighet och understödjande av det ”genetiska biblioteket” (Holdren & Ehrlich 1974).

I Nature’s Services definieras ekosystemtjänster som de förutsättningar och processer genom vilka naturliga ekosystem med sina inneboende arter, underhåller och tillgodoser mänskligheten (Daily 1997). I en artikel i Ecological Economics används begreppet som:

--the capacity of natural processes and components to provide goods and services that satisfy human needs, directly and indirectly (de Groot et al 2002).

Ekosystemtjänster är således generellt sett de förlopp som sker naturligt i naturen, d.v.s. alla processer som sker i ekosystemen. Processerna har en livsviktig betydelse för det mänskliga samhället, fastän de ofta tas som helt självklara. I en artikel i Nature uttrycker artikelförfattarna sambandet mellan mänsklig välfärd och ekosystemtjänster enligt följande:

Zero natural capital implies zero human welfare because it is not feasible to substitute, in total, purely ’non-natural’ capital for natural capital (Costanza 1997).

Naturens gratistjänster har blivit ett vanligt sätt att benämna dessa.

3.3.2 Värdering av ekosystemtjänster För att genomföra en utvärdering av ekosystemtjänsters status, bör inledningsvis de ekosystemtjänster som är aktuella i sammanhanget identifieras. Interaktioner mellan mänsklig verksamhet och jordens ekosystem är dubbelriktade. Dels är mänskliga samhällen beroende av ekosystemtjänster för att upprätthålla många av sina grundläggande funktioner och dels utövar mänsklig verksamhet påverkan på

47

ekosystemtjänster. Vår påverkan på ekosystemen kan vara både uppbyggande och destruktiv. Vid en värdering av ekosystemtjänster bör således lämpligen relationerna mellan ekosystem och människa utredas liksom vilka effekter verksamheten har.

Inverkan på ekosystem kan vara direkt eller indirekt. Direkt inverkan är påverkan som är fysisk och möjlig att kartlägga (Ranganathan et al 2008). Som exempel på direkt inverkan kan nämnas markanvändning, artintroduktion, användning av bekämpningsmedel, biomasseskörd och klimatförändring. Indirekt inverkan är en påverkan som ändrar nivån eller magnituden av en direktpåverkande faktor. Indirekt inverkan kan exemplifieras med demografiska, ekonomiska, politiska, vetenskapliga och kulturella faktorer. Detta problematiserar ytterligare processen att utvärdera ekosystemtjänster då även denna karaktär bör utredas för att en helhetsbild skall kunna ges.

I dagsläget finns inga ackrediterade eller allmänt vedertagna metoder för att värdera ekosystemtjänster. Många försök att värdera ekosystemtjänster har dock genomförts (Daily 1997). I egentlig mening existerar inte några reella värden på olika ekosystemtjänster inte heller vetenskapligt framtagna gränsvärden. Begreppet ekosystemtjänster är förhållandevis nytt och har ännu inte tillämpats i någon större omfattning. Det anses ändå vara av stor vikt att erhålla någon form av värde eller en storleksordning på olika ekosystemtjänster för att kunna få vägledning i exempelvis olika beslutsfattande situationer (Daily 1997; de Groot et al 2002).

En god värdering kan i nuvarande sammanhang initieras från två utgångspunkter: Faktakunskaper om vilka tjänster ekosystemen tillgodoser samt övriga i ekosystemen involverade interaktioner och den samhälleliga värderingen av tjänsten i sig (Goulder & Kennedy 1997). Det förstnämnda området gäller kunskap och forskning rörande ekosystems komplexitet och betydelse för oss människor. Området är sammansatt av många delområden som all forskning kring komplexa system, men ändå realiserbart. Att genomföra en form av samhällelig värdering är betydligt mer problematiskt, då en värdering grundas på ett gemensamt filosofiskt, moraliskt och etiskt förhållningssätt. Målsättningen i ett konventionellt ekonomiskt system t.ex., har sin filosofiska grund i individens största möjliga nytta och ekonomisk tillväxt. Ett synsätt som inte självklart är samstämmigt med en ekocentrisk filosofi (Costanza & Folke 1997) som lika gärna skulle kunna vara grundtanken i en samhällelig värdering. Följaktligen leder det till att det första steget i processen att närma sig en lämplig metod för värdering av ekosystemtjänster är att komma fram till en ideologisk konsensus ur ett etiskt och filosofiskt perspektiv. Utifrån denna samsyn kan sedan ett val av lämplig metod för värdering genomföras (Goulder & Kennedy 1997). Metoder som tillämpats genom monetära värderingar är bl.a. att räkna vilka kostnader som skulle uppstå om tjänsten inte funnits. Metoden passar för att värdera kontroll av skadeorganismer, reglering av översvämning, bevarade av markens bördighet och vattenrening (Goulder & Kennedy 1997). En mer

48

direkt kostnadsvärdering utifrån ett marknadsvärde låter sig göras för de produkter som ekosystem förser samhällen med, även om hela tjänstens värde då egentligen inte blir inräknad, eftersom den också borde innefatta hela den producerande biotopens stödjande processer. Marknadsvärdet speglar dessutom inte ett reellt värde utan snarare en betalningsvillighet.

Ytterligare ett sätt att värdera ekosystemtjänster på är att genomföra en form av monetär värdering utifrån betalningsvilja, men inte för konsumtion av en produkt utan för upplevelser som fågelskådning eller besök i naturreservat. Några av ekosystemtjänsterna berör inte ett direkt eller indirekt nyttjande av tjänsten, i dessa situationer skulle en kartläggning över människors värdesättning av möjligheten att ha tillgång till tjänsten -, kunna fungera som metod (Goulder & Kennedy 1997). Ett annat, men kanske osäkrare förfarande, skulle vara att mäta människors betalningsvillighet för att bevara exempelvis en miljöförmån. De metoder som blivit mest använda är de enklaste medan de mer komplicerade har ignorerats (Goulder & Kennedy 1997).

Insikten att det är viktigt att värdera ekosystemtjänster vinner successivt mer mark, i en rapport från World Resource Institute påtalas att det finns en strävan att få in ett förhållningssätt till ekosystemtjänster, som motsvarar det som existerar för fysiskt kapital eller humankapital (Ranganathan et al 2008). Vid FN:s stora möte om biologisk mångfald i Nagoya, Japan år 2010, gjordes uttalanden kring vikten av att ta in kostnader för förlust av biologisk mångfald i nationers räkenskaper (Mooney 2010).

3.3.3 Millennium Ecosystem Assessment Under FN:s ledning har ”The Millennium Ecosystem Assessment” (MA) organiserats, som en av de största aktiviteterna kring ekosystems nytta, funktion och hälsa någonsin. Uppgiften är att förmedla ekologiska fakta och information som underlag till världens beslutsfattare och att stärka kopplingen mellan vetenskapligt och politiskt beslutsfattande. Tack vare MA har ett begreppsmässigt ramverk kring ekosystemtjänster skapats (Ranganathan et al 2008). I MA har forskarvärlden tagit ett samlat grepp om hälsotillståndet hos jordens ekosystem, ett antal ekosystemtjänster har identifierats och genomgått en ingående utvärdering. Ekosystemtjänsterna har i MA grupperats utifrån deras grundläggande funktion i ekosystemen. Grupperna är producerande, reglerande, kulturella och understödjande se Tabell 1 (MA 2005 b).

De producerande ekosystemtjänsterna är produkter eller varor som vi erhåller från ekosystemen. Reglerande ekosystemtjänster är processer som ekosystem genomför naturligt och som mänskliga samhällen kan dra nytta av. Med kulturella ekosystemtjänster menas icke-materiell nytta som människan har en behållning av. De understödjande ekosystemtjänsterna är alla de processer som är nödvändiga för att de andra ekosystemtjänsterna ska kunna utföras.

49

Från MA;s utvärdering av de olika ekosystemtjänsterna -, framgår att jordens ekosystem det senaste halvseklet genomgått större förändringar än någonsin tidigare. Rapporten förmedlar ett försämrat hälsotillstånd hos ekosystemen, så mycket som 60 % av de undersökta ekosystemtjänsterna är på väg att förstöras eller överutnyttjas (MA 2005 a). Femton av tjugofyra ekosystemtjänster har försämrats så pass mycket att det finns anledning att oroa sig för mänsklighetens möjligheter att bygga ett dynamiskt och hållbart samhälle (Ranganathan et al 2008).

Tabell 1. Tabellen visar Millennium Ecosystem Assessments uppdelning av ekosystemtjänster i fyra grupperingar. Som grund för indelning i grupperna är tjänstens funktion i ekosystemen. I kolumnerna ges exempel på ekosystemtjänster inom respektive grupp (MA 2005 b).

3.3.4 Ekosystemtjänster och hållbar utveckling I beslutssammanhang är det idag vanligt att några avgränsade och betydelsefulla miljöeffekter från en verksamhet lyfts fram, exempelvis i form av en miljökonsekvensbeskrivning. Dessa effekter visar oftast inte hela bilden av en aktivitets inverkan på berörda ekosystem (Ranganathan et al 2008). Genom att fokusera på ekosystemtjänster i ett utvecklingssammanhang kan dessa behandlas som något betydelsefullt för

Understödjande ekosystemtjänster Tjänster som understödjer de övriga tre grupperna Hydrologiska kretsloppet Näringsämnens kretslopp Geologiska processer

erosion vittring jordformation

Producerande ekosystemtjänster Grödor Boskap Akvakultur (marina fisket och växtodlingar) Fiske Vilt Vatten Virke Fibrer Bränsle Biokemiska resurser Genetiska resurser Reglerande ekosystemtjänster Klimatreglering, lokalt, regionalt och globalt Luftrening Reglering av sjukdomar och skadeorganismer Vattenrening och avfallsbearbetning Pollinering Resiliens mot naturkatastrofer Kulturella ekosystemtjänster Religiösa och andliga värden Estetiska värden Rekreation och turism

50

att uppnå strategiska mål. En vidare ansats i samhället där ekosystemtjänster är införlivade i olika beslutsfattande processer, kan successivt medverka till ett mer ekocentriskt förhållningssätt, där människan tydligare uppfattas som en del av jordens ekosystem. Vissa ekosystemtjänster är väsentliga för upprätthållandet av jordbruksproduktionen, för ett hållbart lantbruk är de helt avgörande (Björklund & Helmfrid 2010; Smith 2010, s. 25). En utveckling med hänsyn till ekosystemtjänsters hälsotillstånd ökar förutsättningarna att realisera ett hållbart samhälle (Ranganathan et al 2008).

51

4. Finns behov av ytterligare värderingsmetoder?

Efter avsnitten om ekologiskt fotavtryck, emergi och ekosystemtjänster, metoder som ur flera synvinklar är passande för att värdera hållbarhetsaspekter i lantbrukssystem såväl som i andra verksamheter, kommer det här kapitlet att ta upp behovet av nya metoder. I texten diskuteras vilka skäl som kan finnas för att skapa fler metoder, indikatorer eller index för att värdera hållbar utveckling. Syftet med texten är att lyfta fram dimensioner som saknas i några av de nuvarande metoderna, samt poängtera vilka fördelar som går att ta till vara i dem. Inledningsvis diskuteras behovet av värderingsinstrument för hållbar utveckling mer generellt för att sedan gå över till att diskutera för och nackdelar i de metoder som presenterats i kapitel tre i uppsatsen.

4.1 Värdera hållbar utveckling Strävan att utveckla metoder för att värdera hållbar utveckling på ett relevant och sakligt sätt har varit ett angeläget område alltsedan Brundtland-rapporten 1987 och Rio de Janeiro-konferensen 1992 (UNCED 1992; WCED 1987). Ett stort antal indikatorer har också sedan dess tagits fram. Bl.a. nämns i ett kompendium från 2003 att 500 olika indikatorer har prövats (Parris & Kates 2003). I Sverige har handlingsgruppen för hållbar utveckling definierat indikatorer som ett prioriterat område (Gunnarsson 2006). I artikeln ”An overview of sustainability assessment methodologies” lyfts indikatorer och index fram som användbara redskap i attitydförändringsprocessen och som stöd vid beslut på olika nivåer (Sing et al 2009). Samtidigt skapar den stora mängd index som tagits fram ett problem, eftersom det kan vara svårt att orientera sig bland dem.

Trots den mångfald av indikatorer och index som förekommer, existerar fortfarande ett behov av att utveckla metoder för värdering av hållbar utveckling, metoder som fungerar vid bedömning av ekologiska såväl som samhälleliga system. De redskap som står oss till buds idag räcker inte till för att ringa in hela systems komplexitet (Helmfrid & Björklund 2010; Ortega et al 2002). Att mäta det omätbara (min översättning) är den talande titeln på en artikel i ”Ecological Economics” där kriterier på indikatorer och

52

index för hållbar utveckling genomlyses (Böhringer 2007). En påtaglig svårighet som existerar med att värdera just hållbar utveckling, är att området griper över tre vetenskapliga områden innehållande respektive områdes olika metodologi, kultur och vetenskapsfilosofi. För att genomföra en bedömning av hållbar utveckling fordras kunskap om ekonomiska, sociala och ekologiska förhållanden, med fördel i någon form av hanterbar (gemensam) enhet (Böhringer 2007).

Vanligt är att de värderingsinstrument som framställts, har varit en uppsättning av indikatorer som var och en för sig bedömer de olika delarna av de tre dimensionerna i hållbar utveckling. Miljödepartementet har varit ansvariga för skrivelsen Strategiska utmaningar – En vidareutveckling av svensk strategi för hållbar utveckling. I den har tolv huvudindikatorer tagits fram som skall vara till hjälp för att ge en bild av hållbar utveckling i Sverige (www.regeringen.se/sb/d/6502 2006). Indikatorerna är fördelade så att två bedömer hälsoläget, två behandlar konsumtion och produktion, tre ekonomisk utveckling, två social sammanhållning, två behandlar miljö och klimat samt slutligen en indikator som är till för bedömning av global utveckling. Tillsammans ger dessa tolv indikatorer en viss uppfattning om Sveriges tillstånd då det gäller hållbar utveckling. Granskar man dessa indikatorer lite närmare framkommer att samtliga är konstruerade inom ett relativt snävt område utifrån någon form av kvantitativ värdering. Som exempel kan nämnas att som indikator inom hälsoområdet används medellivslängd, energieffektivitet (Wh/BNP) för hållbar konsumtion och produktion, sysselsättningsgrad inom ekonomisk utveckling och ekonomisk utsatthet inom området social sammanhållning (www.regeringen.se/ sb/d/6502 2006).

Beräkningar på delar av system, exempelvis genom att mäta näringsämnen i sjö och havsekosystem, energi och resursförbrukning, beräkna jordbruksarealer per capita eller uppskatta kolpoolen i levande biomassa är genomförbara med hjälp av de metoder som existerar inom respektive ämnesområde. Att därefter sätta upp målsättningar för de olika delarna låter sig också göras och det ger tydliga och mätbara värderingar ur ett hållbarhetsperspektiv. Alla dessa värderingar är avgränsade granskningar av olika komponenter av system och olika delar av hållbar utveckling.

Metoderna är effektiva men snävt avgränsade, de är nödvändiga och betydelsefulla men en helhetsdimension saknas i sammanhanget. Eller som Rockström m.fl. uttryckte det då artikeln ”Earth System Science for Global Sustainability: Grand Challenges” (Reid et al 2010) presenterades:

--miljöproblemen inte bara beror på exempelvis klimatförändringar, utan även en massa andra processer som interagerar och förstärker varandra. Därför menar de att det är viktigt att miljöforskningen i framtiden anpassas efter hur allt hör samman, även om det kan bli mer komplext (http://sverigesradio.se 2010).

53

Verkligheten är betydligt mer komplicerad än summan av värdet av enskilda indikatorer. Ett stabilt tillstånd i ekosystem består av ett nätverk av variabler som då de interagerar tillsammans buffrar systemet. Små förändringar i de olika variablerna, flyttar successivt systemets jämviktspunkt, vilket leder till att exakta gränsvärden för de enskilda parametrarna är svåra att fastställa (Sheffer 2009, s. 24).

4.2 Data, indikator eller index? En indikator kan definieras som en variabel som bedömer tillståndet av en del av ett system (Mayer 2008). Den är uppbyggd av ett urval av data som bearbetats och satts samman, gärna med hjälp av en text, för att förmedla innebörden med indikatorn (Gunnarsson 2006). Ett index kan bestämmas som ett värderingsinstrument sammansatt av två eller flera indikatorer. Syftet med ett index är att förenkla informationen genom att aggregera och komprimera fakta och på så vis ge en lättillgänglig och stringent bild av ett tillstånd (Gunnarsson 2006; Mayer 2008). Kommunikationspotentialen ökar vid användandet av ett index, i alla fall i en jämförelse med att undersöka hållbar utveckling utifrån en stor mängd olika indikatorer (Böhringer 2007). Samtidigt kan ett index betraktas som lite för grova för att fungera som förmedlare av fakta. Index uppges ändå ha fått en ökande betydelse som ett användbart redskap i olika beslutsfattande positioner, likväl som i kommunikation med den breda allmänheten (Sing 2009). Ett krav som bör ställas på index är att det är transparent samt att den grundar sig på en teori, alltså vanliga vetenskapliga kriterier. Kriterier, utöver dessa vetenskapliga, för index som värderar hållbar utveckling är naturligtvis omtvistade (Mayer 2008), precis som begreppet i sig (se kapitel två).

4.3 Vad kan ekologiskt fotavtryck, emergianalys och ekosystemtjänster bidra med? Systemanalytiska teorier ger ofta en effektiv beskrivning av ett system (Sheffer 2009), men de är inte alltid enkla att förmedla. Ekologiskt fotavtryck är en metod som utifrån vissa antaganden och generaliseringar, ger en momentan värdering av det som avses att värdera (se kapitel 3.1). Metoden saknar en dynamisk dimension och de antaganden som beräkningarna bygger på kan vara något svåra att helt förstå och se konsekvenserna av. Ekologiskt fotavtryck är ett koncept som breder ut sig alltmer. Receptet för framgång har varit dess pedagogiska fördel, begreppet går att uppfatta visuellt och är kommunicerbart. Ekologiskt fotavtryck har

54

medverkat till en ökad allmän insikt, framförallt kring den ekologiska dimensionen av hållbar utveckling. Om det gäller innebörden av hela begreppet hållbar utveckling blir det dock svårt att införliva de ekonomiska och sociala dimensionerna i det ekologiska fotavtrycket. Det ger metoden en något begränsad användbarhet just i det här sammanhanget.

Att utföra en diagnos på hur hållbart ett system är, är en ambitiös målsättning. Ambitiös därför att diagnoser av system sammansatt av dynamiska beståndsdelar, inte låter sig fångas på ett enkelt sätt. Emergianalysen utvecklades för att undersöka naturliga ekosystem och system med stor antropogen påverkan. Emergianalysen som metod har en speciell kvalitet genom att den kan bestämma både flöden, komponenter och information utifrån en gemensam enhet. I analysen identifieras och beräknas alla komponenter och processer som har betydelse för systemets funktion och räknas sedan om till en enhet. Metoden är att betrakta som vetenskapligt kraftfull i det här sammanhanget (Ortega et al 2002). Som bedömningsinstrument för hållbar utveckling finns fördelar med emergianalysen, eftersom metoden möjliggör jämförande analyser mellan olika typer av system och mellan olika hierarkiska nivåer (Mayer 2008). Teorin kring emergi har gett underlag till modeller och metoder användbara som värderingsinstrument av miljön, miljöpolitik, resursanvändning i dynamiska komplexa system (Brown & Ulgiati 1997).

Ett av de största problemen med själva beräkningarna är att få tag på alla data som krävs för deras genomförande, i vissa skalor är nödvändig data inte ens möjlig att få tag på (Mayer 2008). En annan negativ aspekt är att den teori som metoden baseras på har varit svår för många att ta till sig, då den är baserad på en holistisk och ekocentrisk grundsyn. Om vi bortser från den aspekten verkar analysens resultat vara svåra att förmedla. Metoden står på starka ben, den är konstruerad utifrån tydliga vetenskapliga kriterier, den kan hantera alla data med samma enhet och den är användbar i alla skalor på alla typer av system eller fenomen (Mayer 2008). Förfaringssättets svaga sida är att den inte karaktäriseras av någon stark pedagogik.

Att ta sig an en bedömning med holistiska ögon var H.T. Odums perspektiv, då han efter många års studier lade grunden för emergianalysen. År 1987 fick Howard T. Odum Crafoordpriset tillsammans med sin bror Eugene P. Odum med motiveringen, for their pioneering contributions within the field of ecosystem ecology (www.crafoordprize.se 2011). En given förväntan efter Crafoordpriset var att de teorier och metoder som utvecklats av bröderna Odum skulle få en ökad spridning i breda vetenskapliga kretsar och även utanför dem. I mycket har dock deras teorier och metoder stannat i den vetenskapliga sfären. Trots att en stor utveckling av emergimetodiken skett sedan dess. Med tanke på de starka vetenskapliga sidor som finns i teorierna runt emergi och de unika särdrag som följer med teorin, finns det skäl att få den uppmärksammad i ett större sammanhang. De egenskaper som

55

metoden innehar är eftersökta inom området för värdering av hållbar utveckling.

Begreppet ekosystemtjänster utgår till skillnad från emergianalysen från ett antropocentriskt förhållningssätt. Begreppet i sig är användbart och lätt att kommunicera. Dess begränsning är att en värdering huvudsakligen sker av ekologiska aspekter som en direkt verkan av mänsklig verksamhet, och mänsklig verksamhets direkta nytta av ekosystemtjänster. Indirekt kommer även social och ekonomisk verkan in men de är inte helt självklart. Det finns några allmänt tillgängliga metoder att värdera ekosystemtjänster existerar i nuläget. Dessa utgörs ofta av någon form av ekonomisk värdering, enligt ett ekonomiskt förhållningssätt. Förklaringen till att inte så många eller enhetliga metoder existerar är beroende på att konceptet bara är några år gammalt (Ranganathan et al 2008).

Slutsatsen blir att det existerar många metoder och verktyg för bedömning av hållbar utveckling. Samtidigt kvarstår behovet av fler mätverktyg, i mycket beroende på att de befintliga metoderna har svårt att fånga hela den komplexitet som finns dels i ekologiska system, dels i samhälleliga system men framförallt i samverkan mellan ekologiska och samhälleliga system. Flera av de befintliga verktygen har delar som är värda att bygga vidare på. Tanken med den här undersökningen är att fånga sådana från olika metoderna för att lägga samman dem till nya mer holistiska, användarvänliga, kommunikativa och vetenskapliga grepp.

56

5. Jordbrukets utveckling

Empirin i denna studie har hämtats från agrar miljö. Syftet med de metoder som använts och utvecklats är att erbjuda tillämpbara och vetenskapliga redskap för bedömning av hållbar utveckling inom den areella näringen. Metoderna är generellt användbara även på andra verksamheter och system men studien fokuserar på de agrara. I följande text presenteras kortfattat lantbrukets utveckling från självhushållning till dagens högteknologiska produktionssystem. De följande texterna lägger tyngdpunkten på de resurs- och miljöproblem som förknippas med västvärldens moderna lantbruksproduktion. Kapitlet syftar till att lyfta fram behovet av metodutveckling för bedömning av hållbarhet inom de agrara systemen, samt att belysa de naturgivna förutsättningarna för hållbar produktion som ryms i dessa näringar.

5.1 Från självhushållning till stordrift Människans försörjningsbas har varit jorden sedan 10 – 15 000 år, då hon från att ha varit jägare/samlare alltmer övergick till att bli nomadiserande svedjejordbrukare (Björklund et al 2008, s.72). Den mänskliga kulturen påbörjade successivt en domesticering av växter och djur för att så småningom bli bofast och inriktad på jordbruk. Med det steget inleddes en förändring av landskapet. Tack vare brukande av jorden och hållande av boskap lyckades människan samla och koncentrera energi och näring från den omkringliggande miljön (Björklund et al 2008, ss. 72-75). Med förvaltandet av naturen följde så småningom en allt storskaligare förändringsprocess som en följd av metoder som svedjande, avskogning och bevattning (Steffen et al 2005, s. 96). Jordbruket spred sig över kontinenterna och på 1500-talet var Europa i stort sett avskogat. Med en fortsatt efterfrågan på mark startade en kolonisation av andra världsdelar och med den följde kolonisatörernas jordbrukstraditioner (Steffen et al 2005, s. 96). I stället för ett långsamväxande lokalanpassat produktionssystem intensifierades produktionen efter europeiskt mönster.

I det självhushållande samhället deltog de flesta människor i produktionen och insamlandet av mat. I takt med rationaliseringen av jordbruket har en allt större andel av befolkningen övergått till annan sysselsättning än jordbruk. I början på 1900-talet producerade en person mat till sig själv och ytterligare

57

en person, idag kan en jordbrukare försörja i storleksordningen 20 andra personer (Rydberg 2010, ss. 53-54). Orsaken till den häpnadsväckande produktionsökningen inom jordbruket från 1950-talet och framåt är inte ett ökat ianspråktagande av areal, utan en stark intensifiering av produktionssystemen i den s.k. gröna revolutionen (MA 2005 b, s. 103; Steffen et al 2005, ss. 86-87). Med hjälp av en medveten växt- och djurförädling samt teknisk utveckling ökade produktiviteten kraftigt i jordbruket, målet var att säkra behovet av mat och gärna kunna producera livsmedel för export (Björklund et al 2008, ss. 88-89).

De nya högproduktiva spannmålssorterna klarade att ta emot stora mängder konstgödsel med en ökad produktion som respons. I och med det tog det energi och resurskrävande jordbrukets era sin början. I Sverige fick i genomsnitt en hektar jord- och trädgårdsmark sju kilo kväve från handelsgödsel på 1940-talet. I början av 1970-talet låg samma värde på 76 kilo (Kumm 1978). Förändringen kan också belysas med statistik över den globala produktionen av olika jordbruksgrödor från år 1961 till år 2000. Produktionen av sädesslagens har mer än fördubblats. Vete-, majs- och risproduktionen har nästan tredubblats och produktionen av sojabönor har nästintill åttadubblats under samma period (Steffen et al 2005, s. 86). Livsmedelsproduktionen har mellan år 1961 och 2003 ökat med drygt 160 % (MA 2005 b, s. 103). Den årliga spannmålsproduktionen överstiger i nuläget ~ 2miljarder ton per år (Foley et al 2005; Mann 1999).

Parallellt med den ökade produktionen av livsmedel har en dramatisk expansion av handel med livsmedel skett, ökningen av handeln med livsmedel har t.o.m. varit än större än den ökning som skett inom själva produktionen. Den globala handeln med livsmedel har sedan början av 1960-talet fyrdubblats (Björklund et al 2008, ss.87- 88). Statistiskt sett har dagens befolkning på nästan sju miljarder, 15 procent mer mat per person än vad fyra miljarder hade för 25 år sedan (Steffen et al 2005, s.214). Samtidigt måste det påpekas att andelen undernärda består på en nivå av ca 20 procent av utvecklingsländernas population, vilket motsvarar ungefär en miljard människor (MA 2005 b, s. 104; Steffen et al 2005, s. 214). I spåren efter jordbruksproduktionens intensifiering har miljöförändringar i omkringliggande områden börjat märkas.

5.2 Den brukade arealen Från år 1700 till 1990 har den globala åkermarken ökat med drygt 1 200 miljoner ha, samtidigt sexdubblades ytan betesmark upp till en areal på ca 3 451 miljoner ha (Klein Goldewijk 2001). De områden som började kultiveras var framförallt extensiva naturliga gräsmarker och skog (Klein Goldewijk 2001; Steffen et al 2005, s. 96). Expansionen av åkermark skedde vid lite olika tidpunkter i olika regioner, men generellt tycks det ha varit en långsammare expansion från 1700-talet och fram till mitten av 1800-talet.

58

Därefter skedde expansionen med en högre fart och speciellt stor var ökningen under 1900-talet (Klein Goldewijk 2001; Steffen et al 2005, s. 97). I Sverige benämns 1800-talet nyodlingens århundrade med en ökning av åkerarealen från 0,8 miljoner hektar till 3,5 miljoner i början av 1900-talet (Kaiser 1979, s. 10). Den totala åkerarealen bedömts ha varit som störst i Sverige år 1920, för att därefter minska (Kaiser 1979, s. 13). Enligt Millenium Ecosystem Assessment har globalt, under en 30-årsperiod efter 1950, större landområden än i tidigare epoker under mänsklighetens historia omvandlats till odlad mark (MA 2005 b, s. 2). I MA:s rapport Ecosystems and human well-being noteras att jordens landyta idag består till ca 25 procent av odlade system, om den definieras som det landskap vars areal odlas till minst 30 % (MA 2005 b, ss. 2-3). Om betesmark och odlingsmark skulle klassificeras som ett biom, skulle det vara det största biomet på jordens landyta genom att de täcker ungefär 40 procent av landytan (Foley et al 2005; Ramankutty & Foley 1999). Skogsbevuxna arealer täcker nästan lika mycket.

Samtidigt har det allt intensivare brukandet av mark lett till att den yta som krävs för att föda en person minskat drastiskt, under historisk tid (Steffen et al 2005, s. 216). En fortsatt ökning av skörden per ytenhet kommer att ytterligare minska födoarealen per person. Markanvändning som en följd av den agrara expansionen skapar en motsägelsefull problematik för oss människor att hantera, problemet formuleras talande av Foley et.al i artikeln Global Consequences of Land Use:

Land use thus presents us with a dilemma. On one hand many land-use practices are absolutely essential for humanity, because they provide critical natural resources and ecosystem services, such as food, fiber, shelter, and fresh-water. On the other hand, some forms of land use are degrading the ecosystems and services upon which we depend (Foley et al 2005).

Forskare från Stockholm Resilience Centre har i artikeln Planetary

Boundaries föreslagit ett tröskelvärde för ianspråktagande av landsystem. Tröskelvärdet är att inte mer än 15 procent av den globala isfria landytan skall användas till åkermark (Rockström et al 2009). Frågan är komplicerad eftersom den rumsliga fördelningen av åkermark är mosaikartad och jordbruksmarkens kvalitet varierar. Strävan är samtidigt att världens befolkning skall ha sin livsmedelsförsörjning tryggad och att resursåtgången i produktionen skall minskas, vilket borde ge minskade transporter som resultat.

5.3 Jordbrukets expansion ger avtryck Människans aktiviteter på jordens yta har djupt förändrat dess landskapsbild (Emanuelsson 2009; Foley et al 2005). Den

59

antropogena inverkan på jordens system och förändringar av landskapet, härrör till stor del från människans brukande av jorden. En stor del av den biologiska mångfalden och övriga naturvärden som finns i våra landskap idag är en följd av det traditionella jordbruk som vuxit fram under århundraden.

Expansionen av produktionen, på grund av den gröna revolutionen, har på kort tid raserat delar av det som successivt utvecklats i interaktion mellan jordbrukande människor och den biogeologiska omgivningen. Exempelvis har biotoper och element i landskapet som inte varit produktiva nog rationaliserat bort. Betesängar, våtmarker, åkerholmar, kantzoner och dikeskanter är bara några exempel på miljöer som till stor del försvunnit (Berg 2010, s. 174). Ett effektivt och högteknologiskt jordbruk har rationaliserat bort odlingshinder och täckdikat åkrarna och på så vis skapat stora sammanhängande odlingsfält. Det intensiva jordbrukslandskapet uppvisar en kraftigt minskad biologisk mångfald. Antalet fåglar, fjärilar, växter och andra organismer är färre idag än för hundra år sedan (Smith 2010, s. 24). Forskningen visar att dagens rationella lantbruk är det största hotet mot den biologiska mångfalden i Sverige. I Europa och Nordamerika har en liknande utveckling kunnat påvisas (Berg 2010, s. 176).

Tveklöst är att den mänskliga befolkningens tillväxt de senaste århundradena korrelerar väl med den ökande störningen från miljöprocesser på en global skala och över lång tid (Steffen et al 2005, s. 84). Tveklöst är också att behovet av försörjning av den växande skaran människor är en drivkraft för omvandlingen av landområden och marina miljöer (Steffen et al 2005, s. 86). Den snabba befolkningsökningen har, tack vare den stora produktionsökningen inom lantbrukssektorn, lett till att födotillgången har motsvarat tillväxten och litet därtill (Steffen et al 2005, s. 214). Mellan 1950 och 1993 har befolkningen bedömts öka med en faktor av 2,2 samtidigt som exempelvis spannmålsproduktionen ökat med faktorn 2,7 (Steffen et al 2005, s. 84). Idag produceras mat som skulle kunna föda 12 miljarder människor (Berglund 2010).

I Sverige har självförsörjningsgraden av livsmedel stadigt minskat, sedan vi i början av 1990-talet avreglerade jordbrukspolitiken och släppte regeln om en 80-procentig självförsörjningsgrad. Svensk jordbrukspolitik började närma sig EU, för att sedan 1995 bli en del av den europeiska jordbrukspolitiken, CAP (Common Agricultural Policy). Från att ha haft en relativt hög försörjningsgrad importerades exempelvis ca. 20 procent av grisköttet år 2009 och 40 procent av nötköttet (Kumm 2010, s. 78).

Många av de ekosystemtjänster som utvärderades i MA berör starkt verksamheten inom lantbrukssektorn, såsom markens bördighet, vatten och näringsämnens kretslopp, genetiska resurser och estetiska värden, för att bara nämna några. När nu dessa ekosystem är påtagligt stressade medför det en utmaning för det globala jordbruksystemet eftersom naturens

60

ekosystemtjänster får en allt sämre förmåga att stötta denna för människan fundamentalt aktivitet (Naturskyddsföreningen 2008).

Ett försök att hjälpa till med vägledningen mot en hållbar mänsklig verksamhet finns i artikeln ”Planetary Boundaries” författad av inte mindre än 29 forskare (Rockström et al 2009). I artikeln presenteras ett nytt förhållningssätt, där gränser och tröskelvärden kvantifieras för nio identifierade betydelsefulla processer för jordens system, s.k. nyckelprocesser (Rockström et al 2009). Den holocena epoken får i ”Planetary Boundaries” representera jordsystemens naturliga ursprungsvärde, eftersom epoken har bedömts som stabil, med små variationer inom den biogeokemiska sfären (Dansgaard et al 1993; Petit et al 1999; Rioual et al 2001). För sju av de nio nyckelprocesserna, där tillräckligt med vetenskaplig kunskap funnits (klimatförändringar, oceanförsurning, uttunning av ozonskiktet, kväve och fosforläckage, sötvattentillgången, landanvändningsförändring och förlust av biologisk mångfald) har ett tröskelvärde beräknats. Runt tröskelvärdet har en osäkerhetszon konstruerats, utanför denna zon bör det enligt den aktuella bedömningen existera ett frirum för mänsklig verksamhet, utan att riskera någon negativ inverkan på jordens betydelsefulla system (Rockström et al 2009). För två av nyckelprocesserna (utsläpp av aerosoler i atmosfären och kemiska utsläpp) har inte något tröskelvärde kunnat beräknas, på grund av för lite data och kunskap. Tre av processerna har tydligt redan passerat sitt gränsvärde: förlusten av biologisk mångfald, kväveläckage och den globala uppvärmningen (Rockström et al 2009).

En både historisk och aktuell mänsklig verksamhet med betydande inverkan på jordens system är lantbruket. Av de nio identifierade processerna ovan berör lantbruket påtagligt åtta av dessa. Aerosolbelastningen av atmosfären går inte att direkt, i nuläget, att koppla ihop med lantbruksproduktionen. Klimatförändringen, kväve- och fosforutsläpp och förlusten av biologisk mångfald, de tre områden där vi redan överskridit det utsatta gränsvärdet, är lantbruksverksamheten delaktig i.

5.4 Resurser och jordbruket Från att vara en jordbrukande kultur som utgått från ekosystemtjänster, vilket förde med sig ett faktiskt netto till samhället, har utvecklingen genererat en situation där agrosystemet övergått till att vara nettoenergislukare. Effektiviteten har kostat genom att den anskaffats med hjälp av importerad ej förnyelsebar energi, med konstgödning baserad på importerade råvaror, med kemiska bekämpningsmedel, med importerade proteinfodermedel, med specialisering och koncentration av produktionen.

61

Allt detta har resulterat i ett hårt utnyttjande av naturens resurser (Michélsen 1981, ss. 16, 25). Situationen belyses i en artikel från 1983 med bl.a. citatet:

Yields in modern agricultural systems are sustained by investing costly external resources of uncertain future availability and with technologies that have prompted ecosystem degradation (Altieri et al 1983).

En beskrivning av utvecklingen i Sverige kan göras genom att redogöra för energiinsatsen i det svenska jordbruket och relatera den till energin i produktionen. Exempelvis fördes 1972 motsvarande 17 miljarder kWh in i det svenska lantbrukssystemet. Energivärdet i produkterna beräknades till 16 miljarder kWh, alltså en nettoenergiförlust på 8 procent (Emmelin 1979, s. 155). Enligt samma studie påvisas att det svenska jordbruket, någon gång mellan åren 1956 och 1972 övergick från att vara en nettoproducent (om beräkningen avser energi) till att vara en konsument av energi (Emmelin 1979, s. 154). Om en likartad undersökning skulle ha genomförts med solemjoule (sej) istället för med KWh, skulle sannolikt övergången från nettoproduktion till nettokonsumtion flyttas bakåt i tiden.

Ekonomiska och politiska krafter har påverkat utvecklingen av jordbruket. Konsekvenser som färre men större jordbruk, högre grad av specialisering, monokulturer i växtodling och kapitalintensiva produktionssystem kan delvis förklaras utifrån dessa krafter. Dagens jordbruk saknar i hög grad återkopplingar i systemet. Som exempel kan näringsämnens kretslopp användas. Dessa kretslopp har successivt blivit allt mer öppna, vilket medför att näringsämnen läcker till omkringliggande vattenekosystem, samtidigt som en stor mängd konstgödsel importeras till jordbruket. På en del jordbruksföretag kan avfall från djur t.o.m. uppfattas som en belastning i stället för som en resurs i systemet.

5.5 Hållbart lantbruk Med hjälp av relevant vetenskap kan man få vägledning mot ett allt mer hållbart brukande av jorden. En väg är att söka kunskap om processer i de naturliga ekosystemen, processer som går att härma i lantbruksproduktionen. Mogna ekosystem har prövats under lång tid, och skulle av den anledningen vara lämpliga att stå som modell för ett hållbart produktionssystem i människans tjänst. Ett modernt lantbruk av idag har i jämförelse med ett naturligt ekosystem stora skillnader i sin strukturella och funktionella uppbyggnad (Altieri et al 1983). Eugene P. Odum har identifierat generella karaktärer för successionen av ekosystem med hjälp av egenskaper som energetik, struktur, levnadsbetingelse, näringsämnens kretslopp, selektionstryck och övergripande homeostasi se Tabell 2 (Odum 1969). Om dessa karaktärer analyseras i lantbrukssystem går det att se en tydlig parallell

62

mellan strukturen och funktionen i dem och de i naturliga ekosystem i en tidig successionsfas. Att bara fortsätta ”som vanligt” med att sträva efter ökad produktion i jordbruket, utan att analysera bieffekter genom att sätta produktionen i ett helhetssammanhang, äventyrar den långsiktiga hållbarheten. Altieri formulerar delar av detta med:

Productivity in agricultural systems cannot be increased indefinitely. A ceiling is placed on potential productivity by the physiological limits of crops – the “carrying capacity” of the habitat and the external costs incurred from the efforts to enhance production (Altieri et al 1983).

För att utforma ett hållbart lantbrukssystem kan den mogna fasen i ekosystem fungera som ett beprövat mönster (Tabell 2). Detta innebär att olika egenskaper från det mogna ekosystemet, så långt det är möjligt, appliceras i lantbruksproduktionen. Ett hållbart lantbruk bör, enligt den förebilden bl.a. sträva efter komplexa näringskedjor, hög artrikedom, heterogenitet, komplexa livscykler för de ingående organismerna, slutna kretslopp för näringsämnen och låg entropi (Altieri et al 1983). Ett hållbart lantbruk skulle, om en stor del av kriterierna från det mogna ekosystemet är uppfyllt, präglas av en hög resiliens, d.v.s. systemet är stabilt och har förmåga att klara av störningar. Beroende på näringskedjans längd och systemets komplexitet kan en viss del av produktionen röra sig till det omkringliggande ekonomiska systemet. Inkomsterna från den ”exporten”, kan användas till att generera material eller tjänster som en positiv återkoppling i lantbrukssystemet (Odum 1996, s. 65). Betydelsefullt ur ett hållbart perspektiv är att då flöden rör sig mellan system, bör positiva återkopplingar mellan systemen existera.

En förändring av lantbruket mot ett långsiktigt hållbart system kräver i mycket ett annorlunda synsätt än det med huvudmålsättningen att sträva efter maximal avkastning. Enbart små tekniska justeringar är med stor sannolikhet inte tillräckligt. Att ha ekosystem som förebild är en bra början men är bara en del. Även sociala, ekonomiska och politiska faktorer har ett avgörande inflytande. Ett hållbart lantbruk kan inte uppnås isolerat, utan realiseras som en del av ett samhälle som följer intentionerna i hållbar utveckling (Altieri et al 1983).

63

Tabell 2. Några karaktärer för naturliga ekosystem i uppbyggnadsfasen (successionsfasen) och i mogen fas visas i tabellen. De flesta egenskaper som kännetecknar ekosystems tidiga successionsfas återfinns också i dagens lantbrukssystem. Modifierad från (Altieri et al 1983; Odum 1969).

Karaktäristik Tidig successionsfas

(och moderna jordbrukssystem)

Mogen fas

Energetiska karaktärer

Nettoproduktion Näringskedjor

Hög Enkla, linjära

Medium Komplexa

Struktur Mångfald av arter Rumslig heterogenitet

Låg Enkelt mönster

Hög Välorganiserat

Levnadsbetingelser Nischspecialisering Livscykler

Bred Enkla Korta

Avgränsad Komplexa Långa

Näringsämnens kretslopp

Ämnens kretslopp Funktion för detritus

Öppna, läckage Obetydlig

Slutna Betydlig

Selektionstryck

Tillväxtstrategi Produktion

Snabb tillväxt (r-strateger) Kvantitativ

Långsam tillväxt (K-strateger) Kvalitativ

Övergripande homeostasi

Resiliens Entropi Information

Låg Hög Liten

Hög Låg Stor

I kapitlet har utvecklingen av lantbruket diskuterats från det att människan började bruka jorden, till dagens moderna produktion, med medföljande konsekvenser. Lantbruket har de naturliga förutsättningarna att ackumulera produktionen som naturen genomför och det traditionella jordbruket följde till många delar det mönstret. Den rationella jordbruksdriften har förändrats till att vara en energislukare i stället för energiproducent. Lantbruket har de grundläggande förutsättningarna som krävs för att vara hållbart. Med utgångspunkt från solens flödande energi producerar jordbrukets grödor och skogens träd föda, till den första nivån i näringskedjan, men vägarna dit är kringgärdade av problem av olika slag.

64

6. Metod

Kapitlet inleds med en beskrivning av det forskningssammanhang i vilken avhandlingens frågeställningar har vuxit fram. Därefter presenteras tillvägagångssättet för datainsamlingen som ligger till grund för emergianalysen följt av en beskrivning av hur beräkningarna genomförts. En viktig del i studien är utvecklingen av hur emergianalysens resultat kan presenteras. Det ledde fram till en tillämpning av det tidigare lanserade emegibaserade fotavtrycket, och konstruktionen av ett emergibaserat fingeravtryck. Av den anledningen vigs ett avsnitt åt att framställa tankegångarna och idéerna bakom fot- och fingeravtrycken och hur de har utformats. En bedömningsmatris för att värdera ekosystemtjänster är den andra nyheten som studien resulterat i. upplägget av matrisen presenteras i efterföljande avsnitt, liksom hur bedömningen genomförts. Kapitlet avslutas med en kort redogörelse för hur metoderna har prövats.

6.1 Lärande för hållbar utveckling, en del av metoden Studien som ligger till grund för denna uppsats är delvis ett resultat av dynamiken inom en deltagardriven forskargrupp. Gruppens namn är Klimatsmart lantbruk och forskningen har skett kring frågor rörande långsiktiga och hållbara lösningar inom lantbrukssektorn. Lantbrukare och forskare har arbetat tillsammans i en s.k. deltagardriven organisation. Att bedriva lantbruksforskning tillsammans med lantbrukare är ett nydanande arbetssätt. Genom att införliva dem som ytterst berörs av forskningens tillämpning, redan i den fas då problemen formuleras och därefter tillsammans definiera aktuella frågeställningar, är ett tillvägagångssätt som väl följer intentionerna i lärande för hållbar utveckling. Gruppen började sitt arbete våren 2007 och var finansierad till slutet av 2010. I mina studier har jag deltagit i gruppen sedan hösten 2008 och fram till våren 2011. De publikationer som gruppen har producerat finns återgivna i slutrapporten, Klimatsmart lantbruk- hållbara lösningar för framtiden (Helmfrid & Björklund 2010; www.schwartzstiftelse.se 2007 - 2010).

De vetenskapliga processerna inom gruppen har drivits med målsättningen att både integrera och tillämpa problemställningar och resultat. Genom att utgå från praktiska erfarenheter har strävan varit att öka kunskapen om hur lösningar som baseras på lokala ekosystemtjänster och

65

resurser kan utvecklas. Lösningar som kan leda till ett minskat resursberoende och miljöpåverkan.

Deltagarna i forskningsgruppen kommer från olika delar av Sverige och de möten som organiserats, har som regel varit lokaliserade i närheten av någon av de deltagande lantbrukarnas gårdar. Detta har gett sammankomsterna en tydligt rumslig prägling och möjlighet att besöka och analysera lantbruken samt deras produktion utifrån ett hållbarhetsperspektiv. Forskargruppens organisation och metodologi har präglats av progressiva och konstruktiva metoder (Helmfrid & Björklund 2010). Som exempel kan nämnas en övning som genomfördes under ett helgmöte. Övningen bestod av att gruppvis rita ett flödesschema över alla de resurser som rörde sig på gården där mötet hölls. Detta gav som resultat en grund för en sårbarhets- och miljöanalys. På gården genomfördes även en annan övning, där lokala resurser och ekosystemtjänster identifierades och noterades i en lista. Listan användes sedan för en analys, där resursens eller ekosystemtjänstens användningsområde specificerades noggrant, tjänsten motiverades också med ord. De för- och nackdelar som kan förknippas med resursen eller tjänsten noterades också. Från dessa specificeringar och motiv diskuterades därefter resursens eller tjänstens potential att kunna ersätta en inköpt resurs.

Forskningen har skett i en relativt platt organisation där brukarna är idéskaparna som inspirerat till forskningsfrågeställningar. De har arbetat fram lösningar som de sedan själva är beredda att realisera. Forskarna fungerade i gruppen framförallt som organisatörer, sekreterare och administratörer. Gruppen har bl.a. producerat en vetenskaplig rapport om ekosystemtjänster och emergibaserade fotavtryck på ett lantbruk. Ytterligare en rapport om skalans betydelse för ett klimatsmart lantbruk och en uppsats om klimat förändring och ogräsbekämpning har utarbetats (Björklund & Helmfrid 2010a; Björklund & Johansson 2010; Helmfrid & Björklund 2010; Swiergiel 2009; www.schwartzstiftelse.se 2007 - 2010). En konferens har genomförts med namnet: ”Spelar storleken någon roll?”, där skalans betydelse för framtidens livsmedelsproduktion diskuterades. Från detta projekt finns en mängd exempel på metoder som berör lärandeprocesser för en hållbar utveckling.

Min roll i gruppen har huvudsakligen varit auskulterande, men mötena med gruppen har gett inspiration och möjligheter att få feedback på idéer och funderingar som jag haft i min egen undersökning. Samverkan med den deltagardrivs forskargruppen har fördjupat den vetenskapliga utvecklingen i studien. Gruppens processer kan ses som kvalitativa lärandesteg i utvecklingen av ett hållbart lantbruk. Sambandet mellan lärande och forskning kan illustreras med cirklar där forskningen kan ses som cirkelns kärna, lärandeprocesser rör sig över ett större fält än den mer avgränsade, avskalade och formulerade forskningen (Östergard 2009). Cirklarna forskning och lärande är båda omringade av projektet som helhet, eftersom projektet rör sig i en ännu större svär i samverkan med det omkringliggande

66

samhället. I projektet dokumenterades inte lärandet men själva dokumentationen var en del av lärandet.

6.2 Fallstudien Den empiri som ligger till grund för den här studien har samlats in på ett lantbruk vars brukare har varit aktiva i den deltagardrivna forskargruppen. Material som studien har resulterat i har också presenterats och diskuterats i gruppen.

Lantbruket som undersöktes besöktes av mig vid fyra tillfällen. Tre av dessa besök skedde på ”vintervistelsen” på gården och ett på sommarvistet på fäboden. Besöken utformades som observationer, samtidigt som jag deltog i lantbrukarparets verksamhet. Under besöken noterades gårdens struktur och organisation. Till grund för fallstudien samlades faktauppgifter in, muntligen från lantbrukarparet, från räkenskaper, loggböcker och SAM-ansökningar (ansökningar till EU:s jordbruksstöd). Datainsamlingen genomfördes utifrån en lista som fylldes i under gårdsbesöken. Listan kompletterades senare genom telefonsamtal och e-post korrespondens. Alla data som låg till grund för studien hör till kalenderåret 2009.

6.3 Konstruktion av scenarier Scenarier, eller berättelser om framtiden, är en passande metod för att åstadkomma delaktighet och engagemang i beslutsprocesser och framtidsbyggande. Scenarier fungerar många gånger som kreativa kommunikativa redskap (Bennett et al 2003; Wollenberg et al 2000). Scenarier för framtiden, är ett rationellt grepp i förhållande till olika alternativa lösningar (Bennett et al 2003). Genom att skapa scenarier ges en möjlighet att granska tänkbara konsekvenser av olika verksamheter. Ett lämpligt sätt att konstruera scenarier på är att utgå från dess syfte, och därefter ta reda på nödvändiga fakta kring drivkraften bakom scenariot och dess struktur. Utifrån dessa villkor konstrueras sedan scenarier och konsekvenserna av dem analyseras (Wollenberg et al 2000). Ett scenario behöver nödvändigtvis inte vara konstruerat som en kvantitativ modell, den kan lika gärna vara kvalitativ eller en kombination av kvantitativt och kvalitativt modellbygge (Alcamo 2001; Ranganathan et al 2008).

Scenarier har i den här studien använts som redskap för att förutse flöden, resursutnyttjande, hållbarhet och inverkan på ekosystemtjänster för två tänkbara varianter av produktionssystemet på det undersökta lantbruket. Den huvudsakliga produktionsinriktningen på lantbruket har bibehållits i alla scenarierna, d.v.s. produkterna är getost, lammkött och deras biprodukter. Strävan har varit att konstruera scenarierna så lika varandra som möjligt. Det

67

som skiljer de olika alternativen åt är hur den dagliga driften ser ut. För att underlätta den jämförande analysen, har djurbesättningens storlek kvarstått i samma storlek som i den nuvarande driften. Det som är karaktäristiskt för de olika driftsformerna är det som skall framträda som skillnader i resultatet.

Två scenarier som kan uppfattas som bekanta, valdes som alternativa varianter på driften. Dessa var en ekologisk och en konventionell driftsform. Det ekologiska scenariot är inte uppbyggt enligt KRAVs regelverk, utan följer EU:s mer allmänna ekologiska villkor (www.jordbruksverket.se 2011). Den konventionella lantbruksproduktionen har utformats efter traditionella mönster för lantbruk som ej är ekologiska. Scenarierna är konstruerade utifrån både kvantitativa och kvalitativa aspekter, och har arbetats fram delvis i samarbete med lantbrukarna på gården som studeras. De grundar sig på de faktiska förutsättningar som råder för nutida lantbruksproduktion i Sverige. Kriterierna för de två konstruerade scenarierna presenteras i bilaga 1.

6.4 Genomförande av en emergianalys Studien inleddes med att lantbrukets system visualiserades i form av ett emergidiagram med hjälp av energisymbolspråket (se avsnittet Modellbyggande i kapitel 3.2). Lantbrukarparet hade vid en sammankomst med forskargruppen Klimatsmart lantbruk, ritat en schematisk bild över gårdens verksamhet. Med komplement från mina observationer vid gårdsbesöket ritades sedan ett emergidiagram. Alla komponenter, flöden och processer av betydelse för systemet, externa såväl som interna, identifierades och ritades in. Med stöd av emergidiagrammet avgränsades också det analyserade systemet. För att erhålla underlag för emergiberäkningarna genomfördes en systematisk datainsamling av uppgifter på gården och dess produktionssystem. En stor del av dessa data berörde lantbrukets inköp av varor och tjänster för drift av gården, gårdens inventarier, byggnader samt lantbrukets produktionsvolym. Livslängden för husdjur, produkter, maskiner, redskap, hus och ekonomibyggnader erhölls från olika källor. Vikt, energivärde, inköps-, och underhållskostnader m.m. kommer från företagsinformation till vetenskapliga artiklar. Alla fakta i denna del av beräkningen har skrivits in som referenser i emergitabellerna och återfinns som bilagor 3,4 och 5 till uppsatsen.

För de lokala förnyelsebara resurserna inleddes analysen med att alla berörda resurser beräknas. Värdet från solinstrålning, vind och nederbörd per ytenhet räknades ut (se bilagor 3, 4 och 5). Den av dessa tre som erhöll det största emergivärdet blev den som togs med i beräkningen. Samtliga dessa flöden härrör ursprungligen från solen, men den kvantitet som tillförs ett område beror på regionens geografiska och klimatmässiga

68

förutsättningar. I våra nordiska trakter erhåller nederbörden oftast det största värdet.

Emergiberäkningar kräver lämpliga transformitetsvärden och här användes tidigare beräknade sådana där det var relevant för sammanhanget. Som urvalskriterier för dessa i studien prioriterades nya värden framför äldre och värden framtagna i en närliggande eller likartad miljö valdes framför värden beräknade i en mer särskiljande miljö. Om det fanns flera lämpliga alternativ på transformiteter, valdes det som hade det lägsta nominella värdet. I vissa fall beräknades ett nytt transformitetsvärde, specifikt för denna studie.

Alla data som samlats in från lantbruket matades in i en emergitabell med tillhörande transformitetsvärden. Det vanligaste sättet att utforma en emergitabell är med sex kolumner (Odum 1996, s. 78). Kolumn ett innehåller fotnoter, som är referenser till varje objekt som är med i analysen och bakomliggande beräkningar. Fotnoterna med beräkningar återfinns som en bilaga till uppsatsen (bilagor 3,4 och 5). Kolumn två behandlar själva objektet som kan vara t.ex. nederbörd, bensin eller maskiner. Kolumn tre innehåller objektens enhet, exempelvis joule, gram eller kronor. Kolumn fyra visar rådata, alltså den kvantitet av objektet som ingår i analysen. Exempel kan här vara mängd energi, vikt eller pengar. Uppgifterna är baserade på årsbasis, d.v.s. ett års flöde eller användning av respektive produktion av objektet. I detta fall gällde det år 2009. Kolumn fem ger information om förhållandet mellan solemjoule och använd enhet, exempelvis sej/J (transformitet) eller sej/g (specifik emergi). Kolumn sex ger det uträknade värdet på använd mängd solemergi, d.v.s. det är en produkt av kolumn fyra och fem. I vissa emergitabeller slås kolumn tre och fyra ihop och kolumn sex innehåller kvoten mellan solemergi och emergi/valuta t.ex. kr eller dollar (Odum 1996, s. 79).

De olika resursinflödena i tabellen kategoriserades i studien i lokala förnyelsebara, R (renewable regional), lokala ej förnyelsebara, N (non-renewable regional), importerade förnyelsebara, FR (renewable purchased), importerade icke förnyelsebara, FN (non-renewable purchased). I ett senare skede, då de emergibaserade fingeravtrycken konstruerades, skapades ännu en grupp, importerad emergi värderad i pengar, eller service. Avkastningen från produktionssystemet benämns Y (yield). Summan av alla resurser in i systemet beräknades, vilket innebar att radvärdena i kolumn 6 summerades. Summeringen skedde dels för olika resursgrupper och dels totalt. Vanligt är att de objekt som sammanslagna i sin grupp, i enheten sej, erhöll ett värde under fem procent av den totala solemjoule tas bort från undersökningen (Odum 1996, s. 76). Den delen av metodiken har dock inte tillämpats i den här studien. I centrum här fanns sätt att påvisa karaktärer för ett system och dess avtryck. Det är då betydelsefullt att införliva alla objekt och processer som är delaktiga i systemet. Odums argument, å andra sidan, för denna ”fem-procents spärr” var, att fokus i en systemanalys skulle ligga på de faktorer som inverkade starkast.

69

Den totala resursåtgången (mätt i enheten sej) delades i nästa steg med det summerade värdet av flödet ut ur systemet, i detta fall de produkter som sålts eller som på annat sätt lämnat gården (mätt i enheten Joule, gram eller pengar). Resultatet blir ett nytt värde på transformitet som är specifik för emergianalysen. Beräkningarna går att följa i Tabell 3.

Att dela resurser i förnyelsebara och icke förnyelsebara i det här sammanhanget är inte ett vedertaget tillvägagångssätt. Men i den här studien är uppdelningen väsentlig och välmotiverad, då den metodologiska utvecklingen är fokuserad på att belysa skillnader mellan förnyelsebara och icke förnyelsebara resurser samt skillnader mellan lokala och importerade resurser. Resursers förnyelsebarhet har diskuterat bl.a. av Ulgiati et al. (Ulgiati et al 1994) och Ortega et al. Samt Cavalett et al. (Cavalett et al 2006; Ortega et al 2002; Ortega et al 2005). Definitionen på förnyelsebar som används i den här studien gäller det tidsmässiga förhållandet till ett mänskligt tidsspann (Abel 2003). Det innebär att för att kategoriseras som förnyelsebar, ska resursens omsättningstid vara i paritet med en normal mänsklig levnadsålder. Det ledde till att jordens naturliga flödande resurser, sol och vind, men även biologiska produkter som ved, virke och bioenergi kategoriserades som förnyelsebar. Fossila bränslen, eller produkter som bygger på fossila bränslen rör sig i en helt annan tidsskala och klassificerades därför som icke förnyelsebara. Genom att gruppera resurser i system efter ovan nämnda kriterier för förnyelsebar respektive icke förnyelsebar, ökar potentialen för att utföra analysen utifrån ett hållbarhetsperspektiv.

Summeringen av emergiflöden i respektive grupp gav beräkningsgrunden för olika index (se under rubriken index och kvoter i kapitel 3.2.2). De index som beräknats var procent förnyelsebar emergi, procent fri lokal förnyelsebar emergi, emergi per hektar, emergiinvesteringskvot (EIR), emergiavkastningskvot (EYR), miljöbelastningskvot (ELR) och ett hållbarhetsindex (ESI). Dessa index tjänstgör som en del av identifieringen av de analyserade systemens hållbarhetsgrad. Indexen är presenterade i teoriavsnittet men de matematiska sambanden presenteras här kort i tabellform (Tabell 4).

70

Tabell 3. Hur en emergiberäkning går till, kan utläsas genom att följa siffrorna vidtabellen. Steg 1 visar hur de fyra olika grupperingarna summeras internt. Steg 2 visar den totala summeringen, steg 3 produkternas totala energivärde. I steg 4 slutligen visar hur den nya transformiteten tas fram.

Tabell 4. Tabellen beskriver beräkningsgrunden för de sju emergibaserade index som tillämpats i studien.

Index Beräkning Emergi per hektar R+N+F/areal Emergiinvesteringskvot (EIR) F/(R+N)

Emergiavkastningskvot (EYR) Y/F Procent fri, lokal förnyelsebar emergi R/R+N+F Procent förnyelsebar emergi R+FR/R+N+F Miljöbelastningskvot (ELR) (F+N)/R Hållbarhetsindex (ESI) EYR/ELR

Samma beräkningsprocedur upprepades sedan för de framtagna scenarierna med deras specifika data och värden.

71

6.5 Fot- och fingeravtryck Det visuella sinnet är ett starkt sinne och leder ofta till en informativ och påtaglig minnesbild. Tankegången bakom både det emergibaserade fot- och fingeravtrycken är att dra nytta av den kunskapen, genom att visa resultatet från en emergianalys med hjälp av symboliska bilder på fot- och fingeravtryck. Det verkar som om att de flesta människor har lätt att ta till sig och förstå enheter som uttrycks i ytor, i det här fallet landarealer (Costanza 2000). Dessutom är landytor är ett familjärt och accepterat begrepp. Mer komplicerade enheter som koldioxidhalt, biodiversitet eller kvoter, tycks vara svårare att ta till sig eftersom de är mer abstrakta (Herendeen 2000).

Det traditionella sättet att presentera en emergianalys på, är att redogöra för de siffror som kommit fram i analysen med hjälp av diagram och tabeller. För den som är bekväm med metoden erbjuder tabellen ett delikat smörgåsbord av värden att relatera och analysera. Men för den oinvigde kan det vara svårt att omsätta siffrorna till användbara realiteter. Energidiagrammet är mer tillgängligt uppbyggt, av energisymbolspråket. Det är ett uttrycksfullt visuellt redskap, som ger läsaren en föreställning om ett systems struktur och organisation. För att få full förståelse av diagrammet krävs ändå en viss kännedom om teorin bakom emergi.

I de emergibaserade fot- och fingeravtrycken har resultatet förenklats genom att summera värden i grupper som är bekanta och av den anledningen lätta att förhålla sig till. Beräkningsgrunden är densamma som i en traditionell analys och alla värden som normalt räknas fram finns här, men som ett första steg illustreras resultatet med fot- och fingeravtryck. Emergibaserade fotavtryck Ett emergibaserat fotavtryck har tillämpats i några studier tidigare (Björklund & Johansson 2010; Johansson 2005) och konstrueras utifrån summan av alla resurser som flödat in i det analyserade systemet. Resurserna räknas om till den yta som motsvarar ytan som skulle åtgå om bara lokala förnyelsebara resurser skulle användas (Björklund & Johansson 2010; Geber 2002; Johansson. 2005; Levin 2010). Resursenheten per ytenhet är solemjoule (sej) per kvadratmeter (sej/m2). De lokala förnyelsebara resurser som flödar in i ett system beräknas ofta, i det svenska klimatet, utifrån energivärdet i nederbörden. Om exempelvis mängden lokala förnyelsebara resurser, mätt utifrån regnmängden per m2 och år, som strömmar in i ett system är 9,45 E+ 09 sej/m2 och alla resurser som åtgår i systemet är 1,50E+16 sej, använder sig systemet av ytan 158,7ha ((1,50 E+ 16/9,45 E+ 09) / 10000). I verkligheten består i det här exemplet gårdens areal av 40 ha, vilket innebär att systemet förbrukar fyra gånger så mycket resurser som det finns tillgång till i form av lokala förnyelsebara resurser.

I den här undersökningen beräknades först den lokala förnyelsebara resursen per kvadratmeter utifrån emergianalysens resultat. Därefter

72

omsattes den verkliga resursanvändningen till den areal som visar det emergibaserade fotavtrycket. Beräkningarna genomfördes både i den nuvarande driftsformen och i de olika scenarierna. Som ett sista steg ritades rektanglar, som en förminskad form av de beräknade arealerna. Rektangeln symboliserar fotavtrycket. En ritas för den verklig arealen och en för utnyttjad areal. Rektanglarna har sammanförts för att lyfta fram deras inbördes förhållanden. Emergibaserat fingeravtryck Emergianalys som metod är uppbyggd kring en mängd olika moment, och ett av dem är signature. En signature är ett stapeldiagram där alla inflöden till ett system under ett år presenteras i transformitetsordning (Odum 1996, s. 111; Odum 2007, s. 148). Stapeldiagrammet visar kvantiteter och kvaliteter på de resurser som används i systemet och åskådliggör på så vis systemets kännetecken. Det emergibaserade fingeravtrycket är en utveckling av ”signature”- konceptet, och är konstruerad som ett spindeldiagram som även kan benämnas radardiagram. Spindeldiagram visar på ett strukturerat vis med hjälp av ett lämpligt antal vektorer olika parametrars inbördes förhållanden. Det värderade systemets fingeravtryck är uppbyggt av fem axlar. Axlarna representerar sammanslagningar av flera variabler i grupperna: lokala förnyelsebara (R), lokala ej förnyelsebara (N), importerade förnyelsebara (FR) och importerade ej förnyelsebara (FN). Den femte axeln representerar de resurser som värderats utifrån monetära värden, eller service. Enheten på axlarna är solemjoule (sej). Spindeldiagrammet får formen av en femuddig stjärna, eller femfingrad hand. Idén bakom gruppernas placering på axlarna har varit att ett utslag med tonvikt uppåt och framåt skall uppfattas som positivt ur ett hållbarhetsperspektiv. Följaktligen visar stora utslag nedåt och bakåt något negativt. Några exempel på emergibaserade fingeravtryck visas i Figur 6. Den pedagogiska tanken med att skapa ett emergibaserat fingeravtryck är en metafor för den intuitiva förståelse som existerar för begreppet fingeravtryck. Ett fingeravtryck är en unik identitet för en människa, och det emergibaserade fingeravtrycket är det analyserade systemets unika identitet.

73

Figur 6. Ett emergibaserat fingeravtryck visar resursanvändningen visualiserad i ett sk. spindel- eller radardiagram. I figuren ges exempel på två varianter av system. Det översta visar ett system huvudsakligen baserat på importerade ej förnyelsebara resurser. Det nedersta fingeravtrycket visar en stor andel lokala och importerade förnyelsebara resurser. Lägg märke till de olika maximala värdena på axlarna.

6.6 Värdering av ekosystemtjänster med bedömningsmatris Syftet med det här avsnittet är att klarlägga hur metoden för att värdera ekosystemtjänster har vuxit fram, samt att beskriva hur metoden tillämpades i fallstudien. Som inspiration till metoden har den deltagardrivna forskningsgruppen Klimatsmart lantbruk funnit, samt erfarenheter från matriser för bedömning av elevprestationer inom gymnasieskolan. Grund för metodiken I teorikapitlet om ekosystemtjänster diskuterades problematiken kring värdering av ekosystemtjänster (se kapitel 3.3). Bl.a. nämndes där, att en väl utförd värdering av ekosystemtjänster bör ske utifrån faktakunskaper kring de tjänster som ekosystemen tillgodoser. Inkluderas till det bör också de övriga i ekosystemen involverade interaktioner, samt en samhällelig värdering av tjänsten i sig (Goulder & Kennedy 1997). För analysen av lantbruket i den här studien framstod det som mest praktiskt att tillämpa en

0,E+005,E+161,E+172,E+172,E+17

Lokal förnyelsebar resurs

Importerad förnyelsebar resurs

Importerad resurs värderad i kronor

Importerad ej förnyelsebar resurs

Lolal ej förnyelsebar resura

Solemjoule

Maximalt värde på axel 2,00E+17 sej

01E+162E+163E+164E+16

Lokal förnyelsebar resurs

Importerad förnyelsebar resurs

Importerad resurs värderad i kronor

Importerad ej förnyelsebar resurs

Lolal ej förnyelsebar resura

Solemjoule

Maximalt värde på axel 4,00E+16 sej

74

blandning av kvantitativa och kvalitativa metoder. Endast faktakunskaper om berörda ekosystemtjänster som systemet tillgodoser har värderats och inte den samhälleliga värderingen av dessa. Ett kvantitativt förhållningssätt föll sig naturligt att använda för de ekosystemtjänster som klassificerats som producerande på lantbruket. För de understödjande, reglerande och kulturella ekosystemtjänsterna har en kvalitativ värdering framträtt som ett mer genomförbart och tydligt förfarande.

Enbart den direkta inverkan på ekosystemtjänsters tillstånd har värderas i denna fallstudie. För det ekosystemtjänster som inte påtagligt utnyttjande, värdesattes ekosystemtjänsterna kvalitativt med kriterier för olika bedömningsnivåer. Den kvalitativa värderingen grundades på kunskap om ekosystemtjänsterna och deras betydelse för de analyserade systemet. Bedömningsmatris och kriterier Det existerar inga exakta vetenskapliga gränsvärden att förhålla sig till vid värderingar av ekosystemtjänster, men i Millenium Ecosystem Assessment lyfts vissa ekosystemtjänster fram som sårbara då de är på väg att förstöras eller överutnyttjas (MA 2005 a; Ranganathan et al 2008). För att utveckla en metodik som är tydlig och transparent har i den här studien kriterier för kvantitativa, och där det är tillämpbart, kvalitativa värderingar formulerats i ord. Inga exakta kvantitativa kritiska gränsvärden har tillämpats med motiveringen att systems stabila tillstånd är mycket komplexa och beroende av många olika parametrar (Sheffer 2009, s. 11). Kriterierna har graderats i en skala från ett till fem, där ett innebär att den analyserade verksamheten inverkar starkt negativt på ekosystemtjänstens status och fem att inverkan är positivt på ekosystemtjänsten. Kriterierna har placerats i en bedömningsmatris, vilket ger en tydlig uppfattning om tanken bakom bedömningen (bilaga 2). Som värdering av kvantitativa data har mängdbegrepp använts, inte exakta kvantiteter. Mängdbegreppen, som framförallt tillämpats för de producerande ekosystemtjänsterna, har relaterats till regionala och/eller nationella genomsnittsvärden.

Även den kvalitativa värderingen har i viss mån byggts upp kring mängdbegrepp, förstärkt med faktaformuleringar som visar på verksamhetens positiva eller negativa inverkan på ekosystemtjänster. Motiveringar har utformats som stöd för graderingen för varje värderad ekosystemtjänst. Resultatet illustrerades därefter i ett spindeldiagram. Ett spindeldiagram är ett diagram med många axlar som utgår från origo. Diagrammet liknar ett spindelnät därav dess namn. I Sverige brukas ibland även namnet ”blomsterdiagram”, eftersom axlarna kan liknas vid kronbladen hos korgblommiga växter. Den variant av spindeldiagram som skapats för att visa resultaten från bedömningen av ekosystemtjänster är lite annorlunda konstruerad än den som används i de emergibaserade fingeravtrycken, se Figur 6. Graderingen av ekosystemtjänsters status visas i en skala från ett till fem och varje värderat ekosystemtjänst erhåller den längd på axeln som motsvarar dess bedömning. I diagrammet är alla cirkulära stödlinjer

75

borttagna och resultatet blir snarare en blomsterform än en spindelnätsform (se Figur 10, 14 och 18). Värdering av ekosystemtjänster, steg för steg. Identifiering av för fallstudien relevanta ekosystemtjänster Konstruktion av en funktionell och faktabaserad bedömningsmatris

innehållande en skala för gradering och bedömningskriterier. Utförande av själva graderingen genom att ringa in de kriterier som hade

bäst överensstämmelse med det undersökta systemet En motivering formuleras, som tar upp de specifika motiven som ligger

till grund för graderingen av ekosystemtjänsterna. Resultatet illustrerades i ett ”spindeldiagram” Processen upprepades för de två olika scenarierna som konstruerats för

lantbruket. Ekologiskt och konventionellt scenario. Urval av ekosystemtjänster I studien valdes några ekosystemtjänster som representanter för de övergripande grupperna: producerande, reglerande, understödjande och kulturell. Urvalskriterier för ekosystemtjänster var att tjänsten skulle inneha potential att balansera de åtta processer med gränsvärden av betydelse för jorden som presenterades i artikeln ”Planetary Boundaries”(Rockström et al 2009). Alla är fysiska eller biokemiska och har en direkt inverkan på ekosystemen. Huvudsakligen återfinns de ekosystemtjänster som kan balansera dessa processer i grupperna reglerande och understödjande ekosystemtjänster (bilaga 2). Som representant för de producerande ekosystemtjänsterna utsågs de produkter som framställs på den undersökta gården och som representant för de kulturella ekosystemtjänsterna, de estetiska och rekreationsmässiga värden som gårdens verksamhet bidrar till att skapa och behålla (bilaga 2). Sammanlagt fem producerande, fyra reglerande, fyra understödjande och två kulturella ekosystemtjänster ingick i den slutliga bedömningen av lantbruksverksamhetens inverkan på tjänstens status (se bilaga 2). Som producerande ekosystemtjänst valdes gårdens produkter och genetisk mångfald. Representant för de reglerande ekosystemtjänsterna blev vattenrening, klimatreglering, pollinering och biologisk reglering av sjukdomar och skadeorganismer. Kvävets och fosforns kretslopp, erosion samt jordens bördighet representerar de understödjande tjänsterna. De kulturella ekosystemtjänsterna består av estetiska värden och rekreation.

Identifiering av de ekosystemtjänster som var betydelsefulla i det lantbruk som studerats samt graderingen av verksamhetens inverkan på ekosystemtjänsternas status, har skett i samråd med gårdens brukare.

76

6.7 Analys av de framtagna metoderna De metoder som tillämpats och utvecklats i studien (emergibaserade fot- och fingeravtryck samt bedömningsmatrisen för ekosystemtjänsters tillstånd) har inte prövats genom empiriska studier. De framtagna metoderna har bearbetats teoretiskt samt ventilerats med nationella och internationella forskare på området, samt kommunicerats med brukare i den deltagardrivna forskargruppen Klimatsmart lantbruk. Speciellt då med det par som driver lantbruket som ingår i fallstudien.

77

7. Resultat

I detta kapitel redovisas resultaten som en helhet för den nuvarande driftsformen på lantbruket samt för de olika alternativa scenarierna. Först presenteras den nuvarande driften, därefter de olika scenarierna. Det innebär att varje driftsform speglas med hjälp av emergibaserade fot- och fingeravtryck, med en gängse redovisning av emergianalys. Som sista moment visas ett spindeldiagram som konstruerats utifrån en bedömning av ekosystemtjänsters status i de olika driftsformerna. Bedömningen som grund för ekosystemtjänster har arbetats fram i den här studien. Genom att presentera varje driftsform för sig förmedlas en helhetsuppfattning av systemet. I efterföljande diskussionskapitel görs en jämförelse mellan de olika driftsformerna. Innan själva redovisningen av respektive driftsforms resultat beskrivs kort driften. Det innebär att kapitel inleds med en beskrivning av driftformen för lantbruket som ingår i fallstudien. De alternativa driftsformerna presenteras innan resultaten för respektive scenario.

7.1 Nuvarande driftsform Gården som studeras ligger i en dalgång i det mellansvenska boreala området. Arealen som ingår i driften är ca 40 ha men beroende på hur fäbodens betesmark beräknas skulle arealen kunna bedömas vara allt mellan 40 ha och drygt 121 ha. Gården drivs utifrån många aspekter ekologiskt, utan konstgödsel och bekämpningsmedel men är inte ett KRAV-certifierat lantbruk. Produktionen har sin kärna i en djurbesättning på 48 getter och 22 får som levererar ost, kött, ull och skinn. I bygden råder en positiv attityd till hållbar utveckling och man strävar efter att skapa olika gemensamhetslösningar som gagnar en levande landsbygd. Gården ligger i det södra och mellersta Norrlands inlands morän- och myrområde och trakten ingår i odlingszon fyra. En mer detaljerad information om gårdens driftsform går att studera i bilaga 1.

7.1.1 Resultat som grundlagts på emergianalysen Först introduceras resultatet utifrån det emergibaserade fotavtrycket tillsammans med fingeravtrycken, den metod som tagits fram i den här

78

studien. Därefter redovisas emergianalysen enligt det klassiska tillvägagångssättet inom metodiken. Vilket innebär en presentation av emergiberäkningarna med energidiagram, en emergitabell och några index. Emergibaserade fot- och fingeravtryck Det emergibaserade fotavtrycket visas upp i form av en stående rektangel som motsvarar den teoretiska yta lantbruket utnyttjar, ”använd areal”, i relation till den i verkligheten innehavda, ”tillgänglig areal”. I rektangeln finns den tillgängliga arealen, inlagd i den använda. Bilden förmedlar på så vis information om rådande förhållanden. I det nuvarande produktionssystemet är kvoten mellan använd areal och tillgänglig areal 3,7:1 (Figur 7). Fotavtrycket uttrycker att den produktion som sker på lantbruket tar i anspråk 3,7 gånger så mycket resurser som finns fritt, lokalt flödande på gården.

Det emergibaserade fingeravtrycket tolkas lämpligast utifrån huvuddiagrammet i mitten av Figur 7, och uppvisar i det här fallet en femfingrad hand som är starkt förskjuten nedåt, bakåt mot de importerade, ej förnyelsebara resurserna. Följer man pilen från huvuddiagrammet mot det underliggande diagrammet som visar de objekt som ligger till grund för den importerade ej förnyelsebara gruppen, framgår att den består av en stor mängd olika resurser. Då de räknas om till solemjoule, är det huvudsakligen fossila bränslen, maskiner, el och arbete som ger det stora genomslaget (Figur 7). De monetärt värderade inflödena till systemet är fördelade mellan service på maskiner, arbete och material. Gruppen har en relativt stark position i huvuddiagrammet. De fria lokala, förnyelsebara resurserna har beräknats framförallt utifrån den regionala nederbörden, helt enligt emergimetodikens regler, men är marginellt kompletterad med ved (Figur 7). Från huvuddiagrammet framgår att den importerade förnyelsebara andelen av resurserna är liten. En möjlighet att informera sig om dess beståndsdelar finns ändå genom att studera diagrammet i nivån under. Där framkommer att gruppen består av fem inflöden: el, trä i byggnader och material, rekrytering av får och getter samt arbete. Betydelsefullast är elen, följd av trä. Den el som placerats i det här diagrammet, är den som producerats med vind och vatten som energikälla och därmed kan betraktas som förnyelsebar (Figur 7). Den lokala ej förnyelsebara resursen i systemet består helt av bortodling av jord.

79

0,0E+00

2,0E+16

4,0E+16

6,0E+16

8,0E+16

Lokal förnyelsebar

resurs

Imorterad förnyelsebar

resurs

Importerad emergi värderad

utifrån kronor

Importerad ej förnyelsebar

resurs

Lokal ej förnyelsebar

resurs

sej

0%

20%

40%

60%

80%

Service maskiner

Service material

0,0E+00

2,0E+16

4,0E+16

6,0E+16

8,0E+16

Lokal förnyelsebar

resurs

Imorterad förnyelsebar

resurs

Importerad emergi värderad

utifrån kronor

Importerad ej förnyelsebar

resurs

Lokal ej förnyelsebar

resurs

sej

0%

20%

40%

60%

80%

Service maskiner

Service material

0%

10%

20%

30%

40%

50%

Service maskiner

Service arbete

Service material

0%

20%

40%

60%

80%

100%Sol

Vind

NederbördEvapotranspiration

Ved

0,0E+00

2,0E+16

4,0E+16

6,0E+16

Lokal förnyelsebar

resurs

Importerad förnyelsebar

resurs

Importerad emergi värderad

i kronor

Importerad ej förnyelsebar

resurs

Lokal ej förnyelsebar

resurs

sej

0%

20%

40%

60%

80%El

Trä i byggnader och material

Rekrytering fårRekrytering getter

Arbete

0%10%20%30%40%50%60%

Bensin och dieselMaskiner

El

Arbete

Färdigfoder

Utsäde

Mineraler

Redskap/teknikPlast

Lammnäring Plåt Gas

Färg

Tegel

Saltsten

Rostfritt stål

Stål

Betong Medicin

Figur 7. Det emergibaserade fotavtrycket för nuvarande driftsform på det studerade lantbruket visar att resursanvändningen är större är tillgången. Då resursanvändningen omsatts till areal använder lantbruket 3,7 gånger så mycket yta som det har tillgång till. De emergibaserade fingeravtrycken presenterar hur resurserna har använts. I det centrala spindeldiagrammet i mitten av figuren visar formen på diagrammet att den betydelsefullaste resursen in i lantbruket är den importerade ej förnyelsebara. Värdet motsvarar knappt 6,0E+16 solemjoule.

Emergidiagram Systemet visas överskådligt i en förenklat form av ett emergidiagram uppbyggt av energisymboler och med kvantifierade värden på resurserna (se kapitel 3.2.2 och 6.4). I det förenklade diagrammet är komponenterna starkt aggregerade med alla enheter av betydelse för lantbrukets produktion samlade i en enda stor producentsymbol (Figur 8). Ett mer detaljerat diagram visas i Figur 9, där de flesta identifierade komponenter och flöden finns, även om en viss aggregering kvarstår. Innanför systemgränsen är de olika betes- och fodervallarna producenter medan getter, får och lantbrukarna är konsumenter. Flödena i det detaljerade diagrammet är inte kvantifierade. De flöden som behandlats i beräkningarna är de som passerar systemgränsen in och ut. Det detaljerade emergidiagrammet ger en bild av systemets komplexitet och återkopplingen mellan de olika delarna i systemet (Figur 9).

80

Figur 8. Det förenklade diagrammet visar, i en starkt aggregerad form, komponenter och flöden i nuvarande produktionssystem. Beräknade värden på flödena in och ut ur det analyserade systemet.

Byggnader Fossila

bränslen och el

Utsäde, foder och övrig

djuromsorg

Rekrytering get och får

Övriga lantbruks tillbehör

Maskiner och redskap

Service

Grovfoder

SkogStallgödsel

Jordbrukar paret

Får Getter

Sol, vind och regn Foder

vall

Betesvall

Fäbodbete

Maskinerredskap

Arbete

Marknaden

Regionalt omhänderta

gande

Jord

Figur 9. I det detaljerade energiflödesdiagrammet kan komponenter och flöden som finns med i emergiberäkningarna följas. Diagrammet illustrerar tydligt komplex-iteten i systemet. Med hjälp av diagrammet sker också en avgränsning av studien.

81

Emergitabell En traditionell redovisning av en emergiberäkning består förutom av ett emergidiagram också av en emergitabell. Alla komponenter som finns i emergidiagrammet återfinns i emergitabellen men alla data är mer detaljerade i tabellen och kvantifierade. Underlaget till beräkningarna i tabellen, t.ex. värden på transformitetsfaktorer, mängder och energiinnehåll, går att finna i bilaga 3 där noterna från den första kolumnen återfinns. Från Tabell 5 framgår att den största lokala förnyelsebara resursen är nederbörd. Det innebär att enbart värden från nederbörden tas med i analysen, den ses som en indirekt solresurs och motsvarar det analyserade systemets andel av baslinjen, d.v.s. geobiosfärens arbete (se kapitel 6.4). Den enda ej förnyelsebara lokal resursen i lantbrukssystemet är den som benämns nettoförlust av jord. Med det avses bortodling av jord. Som största resurs bland de importerade förnyelsebara är el, följt av det material i byggnader, stolpar o. dyl. som består av trä. Arbetskraften har beräknats på två olika sätt. Ett sätt utgår från flödet av pengar, d.v.s. de inköp som skett till hushållet med hjälp av enheten kronor och är baserat på faktiskt data. Den andra beräkningen utgår från det samhälleliga stöd som individer uppskattats erhålla, beroende på utbildningsnivå (Bergquist et al 2010). Gruppen importerade förnyelsebara är cirka åtta procent av alla resurser sammantaget.

Den stora posten i tabellen är alla de importerade ej förnyelsebara resurserna som förbrukats i produktionen. Att systemet är uppbyggt av en mängd olika resurser kan visserligen ses som en fördel eftersom det betyder att systemet står på många ben. Men det som tydligt framgår i Figur 7 och Tabell 5 är att det är ett resursinflöde som bär upp nästan hela systemet, fossila bränslena. De övriga betydelsefulla är service, maskiner, el, arbete och möjligen färdigfoder. Resterande resurser är många, men ger ett relativt litet inflöde till systemet då de omvandlats till solemjoule.

Vissa resurser är svåra att värdera materiellt viktsmässigt eller i någon energienhet. Exempel på en sådan resurs är det underhåll som sker på maskiner och material. Ett sätt att få in det i analysen är att genomföra en rent monetär värdering, ett annat skulle vara att uppskatta den arbetstid som krävts för underhållet och det material som åtgått. I den här undersökningen har enbart en monetär beräkning av underhåll använts. Pengar kan i det här sammanhanget definieras som en form av flöde som påvisar en resurs. Inom LCA (livscykel analys) är det vedertaget att värdera den service som utgår från mänsklig verksamhet med pengar. I det emergibaserade fingeravtrycket har service och underhåll som värderats med pengar fått en egen axel, eller finger om man så vill. I den nuvarande produktionen står den gruppen för ungefär 17 procent av resurserna (Figur 7 och Tabell 5).

82

Tabell 5. De resurser som åtgick i det studerade lantbruket beräknades utifrån varje resurs-enhet multiplicerat med ett transformitetsvärde. Bakomliggande beräkningar och referenser till värden och transformitet visas i bilaga 3 föri respektive not i kolumn 1.

Not Objekt Enhet

Data (enheter/år)

Transformitet (SeJ/enhet)

Solemergi (SeJ/år)

LOKAL FÖRNYELSEBAR RESURS (R) 1 Sol J 1,02E+12 1 1,02E+12 2 Vind J 1,59E+12 2,52E+03 4,00E+15 3 Nederbörd J 1,19E+12 3,06E+04 3,63E+16 4 Ved J 8,93E+10 1,60E+04 1,42E+15

Summa lokal förnyelsebar resurs (sol och vind ej medräknade) 3,77,E+16 LOKAL EJ FÖRNYELSEBAR RESURS (N)

5 Nettoförlust av jord J 3,96E+10 1,24E+05 4,92E+15 Summa lokal ej förnyelsebar resurs 4,92E+15

IMPORTERAD FÖRNYELSEBAR RESURS (FR)6 Trä i byggnader och material J 2,83E+10 5,44E+04 1,54E+15 7 El J 3,27E+10 2,00E+05 6,53E+15 8 Rekrytering getter J 1,67E+08 3,36E+06 5,60E+14 9 Rekrytering får J 2,41E+08 3,36E+06 8,09E+14 10 Arbete, service kr 4,68E+03 3,01E+11 1,41E+15 Arbete, samhälleligt understöd h 4,68E+02 1,12E+12 5,24E+14

Summa importerad förnyelsebar resurs 1,14E+16 IMPORTERAD EJ FÖRNYELSEBAR RESURS (FN)

11 Färdigfoder J 2,14E+10 1,06E+05 2,28E+15 12 Gas J 3,48E+09 1,11E+05 3,86E+14 13 Bensin och diesel J 3,03E+11 1,11E+05 3,36E+16 14 El J 2,49E+10 2,00E+05 4,99E+15 15 Utsäde J 5,85E+09 3,81E+05 2,23E+15 16 Lammnäring J 4,20E+08 1,29E+06 5,42E+14 17 Betong g 1,83E+04 1,23E+09 2,25E+13 18 Saltsten g 2,40E+04 1,68E+09 4,03E+13 19 Tegel g 6,18E+04 3,73E+09 2,30E+14 20 Stål g 8,99E+03 2,99E+09 2,69E+13 21 Mineraler g 2,00E+05 6,89E+09 1,38E+15 22 Plast g 2,27E+05 4,63E+09 1,05E+15 23 Medicin g 4,00E+01 4,70E+09 1,88E+11 24 Maskiner g 9,31E+05 6,89E+09 6,41E+15 25 Plåt g 3,83E+04 1,01E+10 3,86E+14 26 Rostfritt stål g 3,53E+03 1,01E+10 3,57E+13 27 Redskap och teknisk utrustning g 1,02E+05 1,13E+10 1,15E+15 28 Färg g 1,00E+04 2,55E+10 2,55E+14 29 Arbete, service kr 3,13E+04 3,01E+11 9,42E+15

Arbete, samhälleligt understöd h 3,13E+03 1,12E+12 3,51E+15 30 Service maskiner och teknik kr 4,18E+04 3,01E+11 1,26E+16 31 Service material och staket kr 1,89E+04 3,01E+11 5,68E+15

Summa importerad ej förnyelsebar resurs 8,62E+16 Total emergi sej/år 1,40E+17 emergi/ha sej/ha 3,50E+15

AVKASTNING (Y) 32 Lammkött J 1,25E+10 33 Getost J 1,03E+10 34 Slam från eget reningsverk J 1,68E+08

Summa avkastning J 2,30E+10 6,10E+06 1,40E+17

83

Emergianalysen har resulterat i ett nytt värde på transformitet för de produkter som lämnar gården, 6,10E+06 sej/J, värdet anger relationen mellan den mängd emergi som använts för att producera en joule kemisk energi, som i det här fallet utgjordes av ost, kött, skinn och ull. I avkastningen finns även avloppsslam med eftersom det är ett resursutflöde från gården. Index I studien har sju olika index beräknats utifrån resultatet i emergitabellen. Hur indexen har räknats ut presenteras under rubriken ”Index och kvoter” i kapitel 3.2.2 och i Tabell 4 i metodkapitlet. De värden som nuvarande produktionssystem erhöll på de olika indexen framgår av Tabell 6. En mer djupgående diskussion om betydelsen av indexen samt en jämförelse mellan de olika scenarierna sker i kapitel 8.1 under rubriken ”Vägledning av index och transformitet”.

Tabell 6. Sju olika emergibaserade index har beräknats för den nuvarande driftsformen på lantbruket.

Index Värde Procent fri lokal förnyelsebar emergi 26,9% Procent förnyelsebar emergi 35% Emergi per hektar 3,50E+15 sej/haEmergiinvesteringskvot (EIR) 2,29 Emergiavkastningskvot (EYR) 1,44 Miljöbelastningskvot (ELR) 2,72 Hållbarhetsindex (ESI) 0,53

7.1.2 Ekosystemtjänsters status En värdering av ekosystemtjänsters status i den nuvarande driftsformen har genomförts med hjälp av en bedömningsmatris (se bilaga 2). Resultatet från bedömningen illustreras med en litet annorlunda form av spindeldiagram än vad som användes i de emergibaserade fingeravtrycket (se under rubriken ”Värdering av ekosystemtjänster med bedömningsmatriser” i kapitel 6.6). Bedömningen skedde med en skala från ett till fem, där fem-, visar det högsta värdet på tjänstens status och ett det lägsta. Det nuvarande produktionssystemets högsta värde erhöll de kulturella ekosystemtjänsterna, där bägge variablerna värderades högst på skalan (Figur 10). De understödjande tjänsterna bedömdes även de med genomgående höga värden, från 4 – 4,5. Bland de reglerande tjänsterna blev resultatet ojämnt internt i gruppen, med värden från tre (systemets vattenrenande förmåga) till 4,5 för systemets förmåga att inverka stärkande på den biologiska

84

regleringen av sjukdomar och skadeorganismer (Figur 10). De producerande ekosystemtjänsterna fick det lägsta värdet med ett genomsnittligt värde på drygt 2,5. Värdet hjälptes upp av bedömningen 3,5 på genetiskt mångfald (Figur 10).

Figur 10. Från ekosystemtjänstgrupperingarna, understödjande, producerande och reglerande har fyra tjänster per grupp värderats i en bedömningsmatris. I den kulturella gruppen har två tjänster värderats. Den nuvarande driftsformen erhöll det högsta värdet i den kulturella gruppen med bedömningen fem på både den estetiska värderingen och den sociala. De understödjande tjänsterna blev också högt värderade, de reglerande värderades intern olika och de producerande slutligen erhöll ett relativt lågt värde.

7.2 Ekologisk driftsform I det ekologiska scenariot har produktionen koncentrerats rent rumsligt för att få bättre möjligheter att intensifiera produktionen och för att undvika energi- och tidskrävande transporter. Det innebär att lantbruket inte har någon fäboddrift, mejeriet är placerat på gården och att ett mjölkrum byggts. För att effektivisera arbetet och förbättra djurmiljön byggs en större getladugård med utrymme även för fåren vintertid. Besättningsstorleken är 48 getter och 22 får, precis som i den nuvarande driften. Aveln för getter och får sker med ett tydligt urval mot en högproducerande besättning. För att göra lammköttsproduktionen så stor som möjligt sker en välorganiserad korsning av raser. Den genomsnittliga livslängden reduceras till sex år för

Kväverecirkulation 4,5

Fosforrecirkulation 4

Erosionsstabilisering 4,5

Bördighet 4

Vattenrening 3

Klimatreglering 3

Pollinering 4Biologisk reglering

4,5

Estetiska värden 5

Social aktivitet 5

Ost 1,5

Kött 2

Ull, skinn 3

Genetisk mångfald 3,5

Understödjande tjänster (4,25)

Reglerande tjänster (3,6)

Kulturellatjänster (5,0)

Producerande tjänster (2,6)

85

både getter och får. Getternas mjölkproduktion har maximerats. Förutom genom optimal utfodring sker det med exempelvis mjölkning två gånger per dag och med en laktationsperiod på tio månader. Fårbesättningens utfordring är också den intensiv och lammningen sker året runt. Gårdens areal är till ytan som i nuvarande drift men utan fäbodarealen. Grovfoderproduktionen intensifieras med exempelvis två vallskördar per säsong. Pressning av hö och hösilage i storbalar och plastning hyrs som i nuvarande system, liksom tröskningen om behov finns. Gården är inte KRAV-certifierad men följer EU:s villkor för ekologiskt jordbruk. En mer detaljerad information om driftsformen går att studera i bilaga 1.

7.2.1 Resultat som grundlagts på emergianalysen Resultatet från driften av jordbruket i dess nuvarande form och resultatet från driften i det ekologiska scenariot uppvisar många likheter. Storleken på fotavtrycket är större i det ekologiska scenariot men det emergibaserade fingeravtrycket har en form som i mycket påminner om det nuvarande systemet. Det som skiljer dem åt är att fingret för importerade resurser värderade i pengar är längre i den ekologiska driften, beroende på en större resursförbrukning. Emergibaserade fot- och fingeravtryck I det ekologiska produktionssystemet är kvoten mellan använd areal och tillgänglig areal 4,6:1 (Figur 11). Fotavtrycket förmedlar att den produktion som sker i scenariot tar i anspråk 4,6 gånger så mycket resurser som finns lokalt flödande till gården. Det emergibaserade fingeravtrycket visar från huvuddiagrammet i mitten av Figur 11 en femfingrad figur som är starkt förskjuten nedåt, bakåt mot de importerade ej förnyelsebara resurserna. Betraktas diagrammet som visar de importerade ej förnyelsebara, resurserna, framgår att det finns en stor spridning av olika produktionsmedel som importerats till systemet. Omräknat till solemjoule är det huvudsakligen fossila bränslen, maskiner, foder, el och arbete som står för de stora kvantiteterna (Figur 11). De monetärt värderade inflödet till systemet är fördelat mellan service för arbete, maskiner och material. Störst förbrukad resurs står arbete för. De fria lokala förnyelsebara resurserna har beräknats framförallt utifrån den regionala nederbörden men är marginellt kompletterad med ved (Figur 11). Från huvuddiagrammet framgår att den importerade förnyelsebara andelen av resurserna är liten. Det underliggande diagrammet visar att den importerade förnyelsebar resursen består av el, trä i material, rekrytering av får, getter och arbete. Den lokala ej förnyelsebara resursen i systemet består till 100 procent av bortodling av jord.

86

0%10%20%30%40%50%60%

Bensin och dieselMaskiner

Foder

El

Arbete

Mineraltillskott

Lammnäring

Plast Plåt

UtsädeRedskap/teknik

Färg

Tegel

Saltsten

Stål

Rostfritt stål

Betong Medicin

0,0E+00

2,0E+16

4,0E+16

6,0E+16

Lokal förnyelsebar resurs

Importerad förnyelsebar resurs

Importerad emergi värderad i kronor

Importerad ej förnyelsebar resurs

Lokal ej förnyelsebar resurs

sej

0%

20%

40%

60%

80%

100%Sol

Vind

NederbördEvapotranspiration

Ved

0%

10%

20%

30%

40%

50%

Service arbete

Service maskiner

Service material

0%10%20%30%40%50%60%70%

El

Trä i material

Rekrytering fårRekrytering getter

Arbete

Figur 11. Det emergibaserade fotavtrycket för den ekologiska intensiva driftsformen visar att resursanvändningen är större än tillgången. Då resursanvändningen omräknats till areal använder lantbruket 4,6 gånger så mycket mer yta än vad det har tillgång till. Från de emergibaserade fingeravtrycket framkommer att den mest betydelsefulla resursen in i lantbruket är den importerade ej förnyelsebara. Värdet motsvarar ungefär 6,00E+16 solemjoule, med fossila bränslen som största förbrukade resurs. Resursanvändningen för de importerade förnyelsebara resurserna består huvudsakligen av el.

Emergidiagram I det förenklade diagrammet är komponenterna starkt aggregerade med hela lantbrukets produktion samlat i en enda stor producentsymbol. Diagrammet ger en viss kvantitativ perception av resursflödet genom systemet (Figur 12). Det mer detaljerade diagrammet visas i Figur 13 och ger information om systemets komplexitet och resursanvändningen. Innanför systemgränsen är betes- och fodervallarna producenter, getter, får och lantbrukarna är konsumenter. Ut genom systemets gränser rör sig de livsmedelsprodukter som produceras i det ekologiska scenariot.

87

Figur 12. Ett förenklat diagram visar de viktigaste komponenterna och flödena i systemet tillsammans med aggregerade kvantifierade värden av de resurser som flödar genom systemet.

Byggnader Fossila

bränslen och el

Utsäde, foder och övrig

djuromsorg

Rekrytering get och får

Övriga lantbruks tillbehör

Maskiner och redskap

Service

Jord

Grovfoder

SkogStallgödsel

Jordbrukar paret

Får Getter

Sol, vind och regn Foder

vall

Betesvall

Arbete

Marknaden

Regionalt omhänderta

gande

Maskinerredskap

Figur 13. I det detaljerade energiflödesdiagrammet kan komponenter och flöden som finns i emergiberäkningarna följas. Exempelvis finns i den ekologiska driftsformen två producerande symboler. På det nuvarande lantbruket fanns tre, eftersom den även innehöll en fäbodareal.

88

Emergitabell Den största lokala förnyelsebara resurs i det ekologiska driftsscenariot är nederbörd (Tabell 7). Den enda ej förnyelsebara lokala resursen i lantbrukssystemet är nettoförlusten av jord. Sett ur systemet som helhet är påverkan från de lokala ej förnyelsebara resurserna obetydlig (Figur 11). Största resurs bland de importerade förnyelsebara är el följt av arbete, service och trämaterial.

Tabell 7. Emergianalys över ett ekologiskt produktionsscenario på lantbruket. Uträkningarna har resulterat i ett transformitetsvärde på 4,68E+06 sej/J. Noter till beräkningar och referenser till värden och transformitet visas i bilaga 4.

Not Objekt Enhet Data (enheter/år) Transformitet

(SeJ/enhet) Solemergi (SeJ/år)

LOKAL FÖRNYELSEBAR RESURS (R) 1 Sol J 8,39E+11 1 8,39E+11 2 Vind J 1,31E+12 2,52E+03 3,30E+15 3 Regn J 9,78E+11 3,06E+04 2,99E+16 4 Ved J 8,93E+10 1,60E+04 1,42E+15

Summa lokal förnyelsebar resurs (sol och vind ej medräknade) 3,13,E+16 LOKAL EJ FÖRNYELSEBAR RESURS (N) 5 Nettoförlust av jord, organiskt material J 3,19E+10 1,24E+05 3,96E+15

Summa lokal ej förnyelsebar resurs 3,96E+15 IMPORTERAD FÖRNYELSEBAR RESURS (FR) 6 Trä i byggnader för underhåll och produktion J 3,05E+10 5,44E+04 1,66E+15 7 El J 3,47E+10 2,00E+05 6,94E+15 8 Rekrytering getter J 1,67E+08 3,36E+06 5,60E+14 9 Rekrytering får J 2,41E+08 3,36E+06 8,09E+14 10 Arbete, service kr 7,80E+03 3,01E+11 2,35E+15 Arbete samhälleligt understöd h 4,68E+02 1,12E+12 5,24E+14

Summa importerad förnyelsebar resurs 1,28E+16 IMPORTERAD EJ FÖRNYELSEBAR RESURS (FN) 11 Foder J 5,79E+10 1,06E+05 6,15E+15 12 Bensin och diesel J 2,80E+11 1,11E+05 3,11E+16 13 El J 2,65E+10 2,00E+05 5,30E+15 14 Utsäde J 1,25E+09 3,81E+05 4,78E+14 15 Lammnäring J 8,40E+08 1,29E+06 1,08E+15 16 Betong g 1,83E+04 1,23E+09 2,25E+13 17 Saltsten g 2,40E+04 1,68E+09 4,03E+13 18 Tegel g 6,18E+04 2,22E+09 1,37E+14 19 Stål g 1,23E+04 2,99E+09 3,69E+13 20 Mineraltillskott g 2,00E+05 6,89E+09 1,38E+15 21 Plast g 2,32E+05 4,63E+09 1,07E+15 22 Medicin g 4,00E+01 4,70E+09 1,88E+11 23 Maskiner g 9,31E+05 6,89E+09 6,41E+15 24 Plåt g 6,23E+04 1,01E+10 6,28E+14 25 Rostfritt stål g 3,53E+03 1,01E+10 3,57E+13 26 Redskap och teknisk utrustning g 4,00E+04 1,13E+10 4,50E+14 27 Färg g 1,00E+04 2,55E+10 2,55E+14 28 Arbete, service kr 5,22E+04 3,01E+11 1,57E+16 Arbete samhälleligt understöd h 3,13E+03 1,12E+12 3,51E+15 29 Service maskiner och teknik kr 5,15E+04 3,01E+11 1,55E+16 30 Service och underhåll för material kr 2,10E+04 3,01E+11 6,32E+15

Summa importerad ej förnyelsebar resurs 9,55E+16 Total emergi sej/år 1,44E+17 emergi/ha sej/ha 4,35E+15

AVKASTNING (Y) 31 Getost J 1,21E+10 32 Lammkött J 1,84E+10

33 Slam från eget reningsverk J 1,68E+08

Summa avkastning J 3,07E+10 4,68E+06 1,44E+17

89

Hela gruppen importerade förnyelsebar har en liten inverkan på systemet med knappt nio procent. Service och underhåll som värderats med pengar utgör ungefär 28 procent av det totala resursinflödet (Tabell 7, Figur 11). Den mest inflytelserika gruppen även i denna tabell är alla de importerade ej förnyelsebara resurser som åtgått i produktionen. Som största inflöde finns fyra olika resurser förutom service, dessa är fossila bränslen, maskiner, kraftfoder och el (Tabell 7). De övriga resurserna bland de importerade ej förnyelsebara, ger sammantaget ett relativt litet inflöde till systemet, då det omräknats till emergi. Emergianalysen för det ekologiska scenariot har resulterat i en transformitet på 4,68E+06 sej/J, för de produkter som tillverkats i scenariot. Underlaget till de beräkningar som visas i tabellen återfinns i bilaga 4. Index Från beräkningarna i emergitabellen presenteras sju olika emergibaserade index i Tabell 8. En mer djupgående diskussion kring betydelsen av indexen samt en jämförelse mellan de olika scenarierna sker i kapitel 8.1 under rubriken ”Vägledning av index och transformitet”.

Tabell 8. Tabellen visar resultatet för de sju olika beräknade emergiindexi det ekologiska produktionssystemet.

Index Värde Procent fri lokal förnyelsebar emergi 21,8% Procent förnyelsebar emergi 30,7% Emergi per hektar 4,35E+15 sej/ha Emergi investeringskvot (EIR) 3,07 Emergiavkastningskvot (EYR) 1,33 Miljöbelastningskvot (ELR) 3,59 Hållbarhetsindex (ESI) 0,37

7.2.2 Ekosystemtjänsters status En värdering av ekosystemtjänsters status i det ekologiska scenariot antyder relativt höga värden på de producerande, kulturella och understödjande tjänsterna (Figur 14). Bland de reglerande tjänsterna erhöll vattenrening och klimatreglering värdet 2 och pollinering samt systemets förmåga att inverka stärkande eller försvagande på den biologiska regleringen av sjukdomar och skadeorganismer värdet 3 (Figur 14).

90

Figur 14. Bedömningen av ekosystemtjänster i den ekologiska driftsformen visar ett relativt sett jämnt resultat. Undantaget är två av de reglerande tjänsterna, systemets vatten- och klimatreglerande förmåga med lägre värden. Produktionen av ost och kött lyfts också fram något med värdena fyra.

7.3 Konventionell driftsform Det konventionella scenariot har precis som det ekologiska, koncentrerat produktionen rent rumsligt. Således finns i denna alternativa produktion ingen fäboddrift. Mejeriet är placerat på gården och ett nytt mjölkrum har uppförts. En större getladugård har byggts med utrymme även för fåren vintertid. Besättningsstorleken är 48 getter och 22 får, precis som i de andra driftsformerna. Aveln sker med ett tydligt urval mot en högproducerande besättning. Detta gäller både för getter och för får. Med syfte att maximera lammköttproduktionen sker en välorganiserad korsning av raser, likartad den ekologiska driftsformen. Den genomsnittliga livslängden reduceras till sex år för både getter och får. Utfodringen maximeras med tillskott av köpt kraftfoder och soja. Getternas mjölkproduktion optimeras med mjölkning två gånger per dag och en laktationsperiod på tio månader. Fåren lammar året runt. Arealen motsvarar den som finns i nuvarande drift med undantag för fäbodarealen, skogsbete och övrig mark som kärr. Grovfoderproduktionen intensifieras med exempelvis konstgödsling samt användande av bekämpningsmedel vid behov. Vallskörden sker två gånger per säsong. Pressning av storbalar och plastning hyrs som i nuvarande system, liksom

Kväverecirkulation 3

Fosforrecirkulation 3

Erosionsstabilisering 3,5

Bördighet 3,5

Vattenrening 2

Klimatreglering 2

Pollinering 3Biologisk reglering 3

Estetiska värden 3,5

Social aktivitet 3,5

Ost 4

Kött 4

Ull, skinn 3

Genetisk mångfald 3

Producerandetjänster (3,4)

Kulturella tjänster (3,5)

Reglerande tjänster (2,5)

Understödjande tjänster (3,25)

91

tröskning om behov finns. En mer detaljerad information om driftsformen finns i bilaga 1.

7.3.1 Resultat som grundats på emergianalysen Resultatet från undersökningen av det konventionella lantbrukssystemet skiljer sig från de övriga två scenarierna. Fotavtryckets storlek är betydligt större än i både det ekologiska scenariot och den nuvarande driftsformen. Det emergibaserade fingeravtrycket har visserligen en liknande form som i de tidigare presenterade lantbruken men det importerade ej förnyelsebara fingret är avsevärt längre. Fingret är också påtagligt smalare vilket indikerar att verksamheten, i ännu högra grad än de övriga driftsformerna, är beroende av de importerade ej förnyelsebara resurserna. Emergibaserade fot- och fingeravtryck Det emergibaserade fotavtrycket för den konventionella driftsformen är stort, kvoten mellan använd och tillgänglig areal är 7,3:1 (Figur 15). Fotavtrycket förmedlar att den produktion som sker på lantbruket använder sig av en mängd resurser som till ytan skulle motsvara drygt sju gånger så mycket resurser som finns lokalt på gården. Från det emergibaserade fingeravtrycket kan utläsas att de importerade ej förnyelsebara resurserna är den alltigenom dominerande resursen (Figur 15). Fingrarna som symboliserar de importerade ej förnyelsebar resurserna är smala och långa med det maximala värdet 1,2E+17 sej (Figur 15). Går man över till det diagram som visar variationen hos de objekt som utgör den importerade ej förnyelsebara gruppen, är det som i de andra driftsformerna de fossila bränslena som har störst betydelse. Nytt är konstgödselns position, där kvävegödselmedlet var gruppens absolut största resurs och den för fosfor den tredje största (Figur 15). Som en betydelsefull resurs finns också det inköpta kraftfodret. Maskiner och el kommer därefter i nu nämnd ordning, men har i relation till de tre största en mer underordnad position. Det monetärt värderade inflödet till systemet, är som i den ekologiska driftsformen fördelade mellan service på arbete, maskiner och material. Servicen för arbete och maskiner är de förhärskande. De lokala förnyelsebara resurserna beräknas nästan helt utifrån den nederbörd som i genomsnitt fallit över gårdens areal (Figur 15). Från fingeravtryckets huvuddiagram framgår att den importerade förnyelsebara andelen av resurserna utgör cirka 20 procent av hela systemets resursförbrukning och domineras av el. Den lokala ej förnyelsebara resursen i systemet består som tidigare helt av bortodling av jord.

92

0%20%40%60%80%

100%Sol

Vind

NederbördEvapotranspiration

Ved

0,0E+002,0E+164,0E+166,0E+168,0E+161,0E+171,2E+17

Lokal förnyelsebar

resurs

Importerad förnyelsebar

resurs

Importerad emergi värderad

i kronor

Importerad ej förnyelsebar

resurs

Lokal ej förnyelsebar

resurssej

0%

10%

20%

30%

40%Konstgödsel, kväve

Bensin och dieselKonstgödsel, fosfor

Kraftfoder

Maskiner

El

Arbete

Redskap/teknikMineraltillskott

Plast Lammnäring

Plåt Utsäde

Färg

Tegel

Saltsten

Stål

Rostfritt stålBetong

Medicin

0%

10%

20%

30%

40%

50%Service arbete

Service maskinerService material

0%

20%

40%

60%

80%El

Trä i byggnader och material

Rekrytering fårRekrytering getter

Arbete

Figur 15. Det emergibaserade fotavtrycket för den konventionella driftsformen visar att resursanvändningen är betydligt större än tillgången. I den här driftsformen använder lantbruket drygt sju gånger så mycket resurser uttryckt i yta, än vad det har tillgång till. Från de emergibaserade fingeravtrycket framkommer att den största resursen in i lantbruket är den importerade ej förnyelsebara. Värdet motsvarar ungefär 1,2E+17 solemjoule. Resursanvändningen på underliggande nivå berättar att konstgödsel, fossila bränslen samt kraftfoder är betydelsefulla bland de importerade ej förnyelsebara resurserna. De importerade förnyelsebara resurserna domineras av el.

Emergidiagram Den förenklade formen av emergidiagram lyfter fram det sammanslagna värdet av den emergi som rör sig genom systemet. I det mer detaljerade diagrammet visas systemets komplexitet och en kvantifiering av resurserna i enheten sej (Figur 17). Innanför systemgränsen är betes- och fodervallarna producenter, getter, får och lantbrukarna är konsumenter, precis som i de andra driftsformerna.

93

Figur 16. Ett förenklat diagram visar de viktigaste komponenterna och flödena i systemet.

Byggnader Fossila

bränslen och el

Utsäde, foder och övrig

djuromsorg

Rekrytering get och får

Övriga lantbruks tillbehör

Maskiner och redskap

Service

Jord

Grovfoder

SkogStallgödsel

Jordbrukar paret

Får Getter

Sol, vind och regn Foder

vall

Betesvall

Maskinerredskap

Arbete

Marknaden

Konstgödning

Regionalt omhänderta

gande

Figur 17. Det detaljerade energiflödesdiagrammet visar interaktionerna i systemet med alla komponenter och flöden. Utifrån diagrammet synliggörs systemgränsen och all emergi in och ut ur systemet finns kvantifierade.

94

Tabell 9. Emergitabell över ett konventionellt produktionsscenario för lantbruket. Det nya transformitetsvärdet blev 5,07E+06 sej/J. Noter till beräkningar och referenser till värden och transformitet visas i bilaga 5.

Not Objekt Enhet Data (enheter/år)

Transformitet (SeJ/enhet)

Solemergi (SeJ/år)

LOKAL FÖRNYELSEBAR RESURS (R) 1 Sol J 7,25E+11 1 7,25E+11 2 Vind J 1,13E+12 2,52E+03 2,85E+15 3 Nederbörd J 8,45E+11 3,06E+04 2,58E+16

4 Ved J 8,93E+10 1,60E+04 1,42E+15 Summa lokal förnyelsebar resurs (sol och vind ej medräknade) 2,73,E+16

LOKAL ICKE FÖRNYELSEBAR RESURS (N) 5 Nettoförlust av jord, organiskt material J 3,19E+10 1,24E+05 3,96E+15

Summa lokal icke förnyelsebar resurs 3,96E+15

IMPORTERAD FÖRNYELSEBAR RESURS (FR) 6 Trä i byggnader, för underhåll och produktion J 3,05E+10 5,44E+04 1,66E+15 7 El J 3,47E+10 2,00E+05 6,94E+15 7 Rekrytering getter J 1,67E+08 3,36E+06 5,60E+14 8 Rekrytering får J 2,41E+08 3,36E+06 8,09E+14 9 Arbete, service kr 7,80E+03 3,01E+11 2,35E+15 Arbete, samhälleligt understöd h 4,68E+02 1,12E+12 5,24E+14

Summa importerad förnyelsebar resurs 1,28E+16

IMPORTERAD ICKE FÖRNYELSEBAR RESURS (FN) 10 Kraftfoder J 7,82E+10 1,06E+05 8,32E+15 11 Bensin och diesel J 2,80E+11 1,11E+05 3,11E+16 12 El J 2,65E+10 2,00E+05 5,30E+15 13 Utsäde J 1,25E+09 3,81E+05 4,78E+14 14 Lammnäring J 8,40E+08 1,29E+06 1,08E+15 15 Betong g 1,83E+04 1,23E+09 2,25E+13 16 Saltsten g 2,40E+04 1,68E+09 4,03E+13 17 Tegel g 6,18E+04 3,73E+09 2,30E+14 18 Stål g 1,23E+04 2,99E+09 3,69E+13 19 Mineraltillskott g 2,00E+05 6,89E+09 1,38E+15 20 Plast g 2,84E+05 4,63E+09 1,32E+15 21 Medicin g 1,90E+03 4,70E+09 8,93E+12 22 Maskiner g 9,80E+05 6,89E+09 6,75E+15 23 Plåt g 6,23E+04 1,01E+10 6,28E+14 24 Rostfritt stål g 3,53E+03 1,01E+10 3,57E+13 25 Redskap och teknisk utrustning g 1,35E+05 1,13E+10 1,52E+15 26 Konstgödsel, fosfor g 9,20E+05 1,45E+10 1,33E+16 27 Konstgödsel, kväve g 2,63E+06 1,59E+10 4,18E+16 28 Färg g 1,00E+04 2,55E+10 2,55E+14 29 Arbete, service kr 5,22E+04 3,01E+11 1,57E+16

Arbete, samhälleligt understöd h 3,13E+03 1,12E+12 3,51E+15 30 Service och underhåll maskiner och teknik kr 5,15E+04 3,01E+11 1,55E+16 31 Service och underhåll för material och staket kr 2,10E+04 3,01E+11 6,32E+15 Summa importerad icke förnyelsebar resurs 1,55E+17

Total emergi sej/år 1,99E+17 emergi/ha sej/ha 6,97E+15

AVKASTNING (Y) 32 Getost J 1,40E+10 33 Lammkött J 2,51E+10

34 Slam från eget reningsverk J 1,68E+08

Summa avkastning J 3,92E+10 5,07E+06 1,99E+17

95

Emergitabell Den största lokala förnyelsebara resursen i det konventionella driftsscenariot är nederbörd, liksom i de tidigare analyserna. Den enda ej förnyelsebar lokal resursen i lantbrukssystemet är nettoförlusten av jord (Tabell 9). Bortodling av jord, som är hela den lokala ej förnyelsebar resursen, har beräknats på samma sätt som i de båda andra driftsformerna. Möjligen skulle bortodlingsgraden ökas i det konventionella scenariot eftersom produktionen sker mer intensivt. En höjning av bortodlingsmängden skulle medföra att den lokala ej förnyelsebara resursen skulle öka något i betydelse. Troligen skulle det inte påverka fördelningen av systemets resurser i stort eftersom denna grupp ända har en liten betydelse, med endast två procent av alla resurser. Störst mängd emergi bland de importerade förnyelsebara har den resurs som går åt för el, som utgör 54 procent av gruppen. Hela gruppen importerade förnyelsebar resurser utgör nästan 6,5 procent av all resursanvändning i systemet. Service och underhåll som värderats med pengar står för ungefär 20 procent av det totala resursinflödet (Tabell 9 och Figur 15). Den dominerande gruppen, precis som i de tidigare driftsformerna, är alla de importerade ej förnyelsebara resurserna som används i produktionen. Särskiljande för det konventionella scenariot är att den importerade ej förnyelsebara gruppen har fått en än större magnitud än i de tidigare driftsformerna. Totalt i denna grupp erhölls ett värde på resursen av 1,62E+17 sej, vilket innebär 78 procent av alla resurser. Betydelsefullast är konstgödsel och fossila bränslen, men även importerat kraftfoder och maskiner framträder (Figur 15 och Tabell 9). De övriga resurserna bland de importerade ej förnyelsebara ger då de räknats om till emergi sammantaget en relativt liten påverkan på systemet. Transformiteten för produkterna i det konventionella scenariot blev 5,07E+06 sej/J. Underlaget till de beräkningar som visas i tabellen går att finna i bilaga 5.

Index Beräkningarna av index för det konventionella scenariot presenteras i Tabell 10. Storleken på värdena indikerar en mer negativ inverkan ur ett hållbarhetsperspektiv än de tidigare två presenterade driftsformerna. En djupare betydelse av indexen samt en jämförelse mellan de olika scenarierna då det gäller index sker i kapitel 8.1 under rubriken ”Vägledning av index och transformitet”.

96

Tabell 10. Sju olika emergiindex har beräknats för det konventionella produktionsscenariot.

Index Värde Procent fri lokal förnyelsebar emergi 13,7% Procent förnyelsebar emergi 20,2% Emergi per hektar 6,97E+15 sej/ha Emergi investeringskvot (EIR) 5,36 Emergiavkastningskvot (EYR) 1,19 Miljöbelastningskvot (ELR) 6,29 Hållbarhetsindex (ESI) 0,19

7.3.2 Ekosystemtjänsters status Ekosystemtjänsters status i det konventionella scenariot pekar på mycket höga värden för de producerande tjänsterna (Figur 18). Understödjande och reglerande tjänster erhöll låg bedömning rakt igenom. Kulturella ekosystemtjänster bedömdes i snitt med omdömet 2,5 (Figur 18).

Figur 18. Bedömningen av ekosystemtjänsters status i ett konventionellt produktionsscenario indikerar tydligt att systemets styrka är de producerande tjänsterna, förutom produktionen av genetisk mångfald. De övriga grupperna, understödjande, reglerande och kulturella har värderats lågt.

Kväverecirkulation 1,5

Fosforrecirkulation 1,5

Erosionsstabilisering 2

Bördighet 3

Vattenrening 2

Klimatreglering 1

Pollinering 1,5Biologisk reglering

1,5

Estetiska värden 2,5

Social aktivitet 2,5

Ost 5

Kött 5

Ull, skinn 3,5

Genetisk mångfald 2

Producerande tjänster (3,8)

Reglerande tjänster (1,5)

Kulturella tjänster (2,5)

97

8. Skillnader och likheter mellan driftsformerna

I lantbruksverksamhet tas ständigt beslut som ger effekter på produktionen och på den biogeofysiska omgivningen, inbegripet även den sociala omgivningen. Många av dessa effekter syns först på sikt, eftersom förändringsdynamiken har skett i olika tidsskalor men även i flera rumsliga skalor. Studien av det mindre lantbruket har utifrån de tre olika undersökningsmetoderna gett en bild av flöden, resursutnyttjande och inverkan på och brukande av ekosystemtjänster i nu rådande system. Genom att konstruera varianter i form av framtidsscenarier ges en möjlighet att analysera de förändringar som kan förväntas ske. Att på ett strukturerat och systematiskt sätt blicka framåt ökar förutsättningarna för att förstå vilka konsekvenser beslut kan ha på längre sikt eller på en annan plats. H.T. Odum lyfte ofta fram de kreativa och intellektuella fördelarna med att simulera och skapa modeller, han såg ett sådant arbetssätt som en metod att pröva och koppla ihop idéer med verkligheten (Brown 2004).

Naturligtvis existerar inga säkra och linjära samband mellan beslut om produktionssystem och deras konsekvenser, men genom att främja och förstärka ett tänkande kring följderna av ett beslut, ökar möjligheten att resultatet närmar sig målsättningarna, samt att oavsiktliga bikonsekvenser undviks. Tänkbart är också att en undersökning av framtidsscenarier vidgar synsättet och ökar förståelsen kring de faktorer som ligger till grund för formandet av framtiden. Många gånger resulterar dessa tankeprocesser i oanade insikter och stärker beslutsprocesser, som på så vis grundar sig på en starkare helhetssyn. Att använda framtidsscenarier som redskap är speciellt lämpligt då det existerar många osäkerhetsfaktorer och komplexiteten är hög (Zurek & Henrichs 2007), som är fallet med ekosystem och samband mellan ekosystem och antropogena system (Ranganathan et al 2008).

Moderna lantbruk använder sig i hög grad av importerade resurser för att utföra ett arbete, en tjänst som egentligen jordens ekosystem har förmågan att utföra alldeles själv (Altieri 1992). Den långsiktiga påverkan på omgivningen blir i det resursintensiva jordbruket en parameter som har en tendens att falla bort i verksamhetens beslutsprocess. Sett ur ett perspektiv skulle man kunna påstå att resursinsatsen har ökat lantbrukssystemens trygghet eftersom insatta resurser minskar beroende av och sårbarhet från väder och klimatförändringar. Sett ur ett annat perspektiv, går det att påstå

98

att beroendet och sårbarheten har ökat gentemot ekonomiska förändringar, resurstillgångar och klimatförändringar (Rydberg & Jansén 2002).

8.1 Vägledning av index och transformitet Transformitetsvärdet visas i emergitabellerna för de olika driftsformerna (Tabell 5, Tabell 7 och Tabell 9). Kvoterna och indexen för det aktuella produktionssystemet och de olika scenarierna presenteras i Tabell 6, Tabell 8 och Tabell 10. En bedömning i ord av de olika indexen kan studeras i Tabell 11. Var för sig diskuteras nedan betydelsen av resultatet för respektive index. Transformiteter Det kvantitativa värdet för transformitet som räknas ut i en emergianalys, ger en indikation på hur resursanvändningen sett ut kontra den produktion som förekommit i verksamheten. Analysen av den nuvarande produktionen gav ett transformitetsvärde på 6,10E+06 sej/J, det ekologiska scenariot 4,68E+06 sej/J och det konventionella 5,07E+06 sej/J (Tabell 5, Tabell 7 och Tabell 9). Det högsta värdet erhöll den nuvarande produktionen och det lägsta den ekologiska, vilket visar att den ekologiska produktionen i det här fallet använder mindre emergi per producerad joule än både den konventionella och nuvarande produktionen. Procent fri, lokal förnyelsebar emergi I ett långsiktigt perspektiv kan bara produktionssystem med en hög andel förnyelsebara resurser bedömas som hållbara (Brown & Ulgiati 2004; Lefroy & Rydberg 2003). I studien erhöll det nuvarande produktionssystemet 26,9 procent, det ekologiska systemet 21,8 procent och det konventionella systemet 13,7 procent förnyelsebar emergi. Som förnyelsebar lokal resurs utgick beräkningarna från den energi som tillförts området genom nederbörden. Nederbörden blir därmed den faktor som i det här sammanhanget inverkat tydligast på balansen mellan förnyelsebara och ej förnyelsebara resurser. Eftersom de olika driftsformerna har marginella skillnader mellan den areal som ingår i systemet och arealen är den faktor som avgör den totala mängden lokala förnyelsebara resurser (se under rubriken ”Genomförande av en emergianalys” i kapitel 6.4) innebär det att den procentuella förnyelsebar emergin, till stor del styrs av de ej förnyelsebara resurser som importeras till systemen. Följaktligen leder en intensivare produktion med stora insatser utifrån på en mindre areal till mindre andel förnyelsebara resurser. En nationell siffra för andelen förnyelsebar emergi var för hela Sverige 4,9 procent år 2000 (http://sahel.ees.ufl.edu).

99

Den nuvarande driften erhöll den jämförelsevis högsta andelen förnyelsebara resurser, medan det konventionella scenariot hade den lägsta andelen. De tre analyserade systemens andel av förnyelsebar emergi kan generellt sett ändå bedömas som låga. Procent förnyelsebar emergi För andelen förnyelsebar emergi går ett likartat resonemang att föras som det för procent, fri lokal emergi. Den här kvoten är beräknad utifrån det mer självklara förhållandet mellan alla de resurser i systemet som benämns förnyelsebara gentemot dem som har klassificeras som ej förnyelsebara. Inbegripet i de förnyelsebara, blir då även de importerade förnyelsebara resurserna. System som inte har förnyelsebara resurser lokalt, utan tvingas importera dem, uppgraderas något i denna kvot. För de analyserade systemen syns här ingen större skillnad mot föregående index. Men i relationen mellan det ekologiska och det konventionella lantbrukssystemet, ger den här kvoten ett förhöjt resultat för det ekologiska lantbruket, gentemot resultatet i kvoten för andelen fri, lokal förnyelsebar emergi. Emergi per hektar Emergi per hektar är en form av intensitetsindex som lyfter fram resursförbrukningen per ytenhet, i detta fall per hektar. Lägsta resursanvändning per hektar erhöll den nuvarande driftsformen (3,50E+15 sej/ha) och den konventionella det högsta (6,97E+15sej/ha). Emergiinvesteringskvot En hög emergiinvesteringskvot (EIR) indikerar en hög andel inköpta eller importerade resurser, som det benämns i studien, till systemet (se Tabell 4). En lägre emergiinvesteringskvot påvisar ett system som kan förvalta de lokala förnyelsebara resurserna väl. Sveriges nationella emergiinvesteringskvot för år 2000 var 3,0 (http://sahel.ees.ufl.edu). Det konventionella lantbrukssystemets emergiinvesteringskvot på 5,36 är drygt 2,3 gånger så stor som lantbruket i den nuvarande produktionen (2,29). I den konventionella produktionen importerades den jämförelsevis största andelen resurser till systemet. Scenariot ekologisk produktion erhöll en emergiinvesteringskvot på drygt 3, något högre än det nuvarande systemets kvot men fortfarande betydligt lägre än det konventionella systemet. Emergiavkastningskvot Emergiavkastningskvoten (EYR) visar relationen mellan avkastningen från systemet (beräknat som summan av alla resurser in i systemet) och de resurser som importerats till systemet. På ett lantbruk är syftet med importen av resurser att öka möjligheten att generera förnyelsebara resurser från ekosystemen. Emergiavkastningskvoten kan då indikera med vilken effektivitet de icke förnyelsebara resurserna kan bidra till att öka

100

produktionen av förnyelsebara resurser (Castellini et al 2006; Cavalett et al 2006; Martin et al 2006). Emergiavkastningskvoten är mycket lämplig för studier av lantbrukssystem som har till uppgift att ”koncentrera” fritt flödande naturliga resurser till en produkt, en skörd (Martin et al 2006). System med hög andel förnyelsebara resurser får en större behållning per insatt icke förnyelsebar resurs. Ju lägre emergiavkastningskvot, desto lägre produktion av nettoemergi till det ekonomiska systemet. Det lägsta tänkbara värdet för emergiavkastningskvoten är ett, vilket ger information om att systemet inte har någon kapacitet att använda de naturliga resurserna till ettoproduktion (Cavalett et al 2006). I system med EYR-värden på ett eller nära ett, sker ingen eller en minimal grad av transformering, de resurser som nyttjas är sådana som redan finns tillgängliga efter transformering i tidigare processer (Cavalett et al 2006). I en sådan situation övergår systemet till att följa en konsuments mönster, fast intentionen var att vara producent.

I den här studien framträder det nuvarande produktionssystemet som det effektivaste för att generera förnyelsebara resurser utifrån insatta resurser med ett EYR på 1,44. Lägsta emergiavkastningskvot erhöll det konventionella systemet med värdet 1,19 beroende på en hög insats av importerade resurser. Däremellan hamnade det ekologiska systemet med 1,33.

Intressanta jämförbara värden på EYR är 1,44, som ett resultat av en analys av ett lantbruk med spannmål, fläsk och fiskproduktion integrerat, i de södra regionerna av Brasilien (Cavalett et al 2006), eller från ett sojabönsproducerande system i Brasilien med ett EYR-värde mellan 1,18 och 1,78 (Ortega et al 2002), eller EYR-värden mellan 1,19 och 1,53 från spannmålsproduktion i Italien (Ulgiati et al 1994). Hela Sverige fick år 2000 kvoten 1,05 som EYR-värde (http://sahel.ees.ufl.edu).

Resultatet för emergiavkastningskvoten i denna studie överensstämmer med de nämnda jämförbara analyserna men resultatet kan ändå inte leda till att de undersökta systemen klassificeras som hållbara. För att kunna bedömas som att de tillför något, om än sparsamt, till det ekonomiska systemet bör kvoten komma upp till ett värde av 2-5 (Cavalett et al 2006). Miljöbelastningskvot Miljöbelastningskvoten (ELR) påvisar det analyserade systemets påfrestning på miljön utifrån kvoten mellan den ej förnyelsebara emergin och den förnyelsebara. I ett lantbrukssystem innebär det att produktionens stress på jordens ekosystem synliggörs (Ulgiati & Brown 1998). Ett ELR-värde på två eller mindre kan bedömas som lågt, d.v.s. systemet belastar miljön i liten omfattning, värden mellan tre och tio indikerar en måttlig miljöpåverkan och värden över tio en omfattande miljöpåverkan (Brown & Ulgiati 2004; Cavalett et al 2006). Högteknologiska och energiintensiva system resulterar ofta i en hög miljöbelastningskvot. Den nationella miljöbelastningskvoten för Sverige var 19,31 år 2000 (http://sahel.ees.ufl.edu).

101

Inget av de analyserade systemen i den här studien erhöll en kvot under 2, utan alla bör betraktas som att de har en för stor negativ miljöpåverkan. Det ekologiska scenariot erhöll miljöbelastningskvoten 3,59 vilket är högre än vad det nuvarande produktionssystemet beräknades till (2,72). Högst kvot fick, inte oväntat, det konventionella systemet med ett ELR-index på 6,29. Det är en miljöbelastning på drygt 2,3 gånger högre nivå än i den nuvarande produktionen, eller knappt 2 gånger så stor som i det ekologiska produktionsscenariot. I en jämförande studie mellan konventionell och organisk produktion av kyckling i Italien beräknades miljöbelastningskvoten till 5,21 för det konventionella systemet och 2,04 för det organiska (Castellini et al 2006). Resultatet visar en viss samstämmighet med resultatet från den här studien, storleksskillnaderna mellan det konventionella och det lågintensiva nuvarande systemet är grovt räknat likartad. Som ytterligare jämförelse kan nämnas en emergistudie från Sverige, där häst som dragkraft i lantbruket jämfördes med ett system med traktor, studieåret för hästen som dragkraft var 1927 och för traktorn 1996 (Rydberg & Jansén 2002). Miljöbelastningskvoten för lantbruket år 1927 var 1,2 och det moderna lantbruket med traktor 6,9. Det moderna traktorjordbruket i studien från 1996 erhöll en miljöbelastningskvot högre än i det konventionella lantbruksscenariot i den här undersökningen. Inget av systemen i den studie som presenteras här, erhöll så lågt värde på miljöbelastningskvoten som lantbruket med häst från år 1927. Hållbarhetsindex Hållbarhetsindexet från en emergianalys mäter ett systems produktion i relation till dess belastning på miljön (Martin et al 2006; Ulgiati & Brown 1998). Intentionen bakom hållbarhetsindexet är att kunna visa graden av följsamhet gentemot målen i Brundtlandrapporten, d.v.s. att kombinera hög produktivitet med liten belastning på biogeosfären (Ulgiati & Brown 1998; WCED 1987). Indexet är en syntes av emergiavkastningskvoten och miljöbelastningskvoten. Ett högt värde på hållbarhetsindex indikerar att systemet har lyckats nå hög avkastning samtidigt som stressen på omgivningen är låg.

Produktionsalternativen i den här undersökningen visar alla upp låga värden på hållbarhetsindexet, från 0,19 till 0,53. Det högsta värdet fick den nuvarande produktionsformen, det lägsta den konventionella. Miljöbelastningskvoten i det ekologiska lantbruket i den här studien låg däremellan, med stor andel ej förnyelsebar emergi, som slutligen resulterade i ett lågt hållbarhetsindex. För det konventionella systemet drog den höga miljöbelastningskvoten ner värdet på hållbarhetsindexet. I en studie av tre olika lantbrukssystem i USA och Mexiko, erhöll ett naturligt och mångfunktionellt lantbruk hållbarhetsindexet 115,98, i samma studie beräknades hållbarhetsindexet till 0,06 för ett konventionellt lantbruk byggt på monokultur (Martin et al 2006). En lämplig analys att relatera till är en undersökning av boskapsuppfödning i Argentina där köttdjurens foderstat

102

huvudsakligen var baserad på bete, delvis som i denna studie. Hållbarhetsindexet var 6,8, vilket i diskussionen graderas som ett högt värde (Rótolo et al 2007). Sveriges hållbarhetsindex för år 2000 var 0,07 (http://sahel.ees.ufl.edu).

Tabell 11. I tabellen formuleras med ord en kvalitativ bedömning av de olika indexen från resultatet i Tabell 6, Tabell 8 och Tabell 10. En jämförelse mellan de olika driftsformerna går också att utläsa utifrån tabellen.

Sammanfattning av index Tabell 11 redovisar en summarisk sammanfattning av den information som de olika indexen ger om respektive system. En jämförelse mellan de olika systemen framkommer också i tabellen. Observera dock att det för vissa index är positivt ur emergi- och hållbarhetsperspektiv att ha ett lågt värde (emergiinvesteringskvot och miljöbelastningskvot), för andra är det positivt att ha ett högt värde (emergiavkastningskvot, procent förnyelsebar emergi och hålbarhetsindex). Emergitabellen Nederbörd beräknades vara den fritt tillgängliga lokala förnyelsebara resursen in i systemet, det innebär att nederbörd får, i den här studien, representera det arbete som utförs av solen (Tabell 5). Som lokal förnyelsebar resurs finns också ved att värma bostadshuset med. Ett resonemang skulle vara motiverat huruvida ved också är en del av solens arbete eller ej. Givetvis är sol en energikälla för tillväxten av biomassan i träden, men emergianalysen är utförd för ett produktionsår på lantbruket, år 2009. Den ved som förbrukats detta år är producerad under en tidigare period. I och med att veden kan härledas till en annan tid skall den tas med som ett inflöde till systemet, utan att det medverkar till en dubbelräkning. I

Index Nuvarande driftsform

Ekologisk driftsform

Konventionell driftsform

Procent fri, lokal förnyelsebar emergi (högt värde är positivt)

Låg Låg Mycket låg

Procent förnyelsebar emergi (högt värde är positivt)

Lågt Lågt Mycket lågt

Emergi per hektar (lågt värde är positivt)

Medelmåttig Medelmåttigt Högt

Emergiinvesteringskvot (lågt värde är positivt)

Medelmåttigt Medelmåttigt Högt

Emergiavkastningskvot (högt värde är positivt)

Lågt Lågt Mycket lågt

Miljöbelastningskvot (lågt värde är positivt)

Något högt Något högt Högt

Hållbarhetsindex (högt värde är positivt)

Lågt Lågt Mycket lågt

103

analysen hanteras veden som förnyelsebar eftersom inte mer ved tas ut ur skogen än det som motsvarar tillväxten.

8.2 Vägledning av emergibaserade fotavtryck Ett fotavtryck ger en påtaglig bild av ett resultat, genom att inte bara se ett numerärt värde utan även en yta, utnyttjas fler sinnen, vilket leder till att hjärnan uppfattar informationen starkare. Det innebär att det finns en fördel, utifrån det perspektivet, att förmedla ett resultat med hjälp av fotavtryck. Det var detta tankesätt som låg till grund för Wackernagel och Rees, då de skapade metoden ekologiskt fotavtryck. Fotavtryck med emergianalys som bakomliggande beräkning, utgår ifrån emergiflöden i ett system i stället för från den biologiska produktionen (Björklund & Rydberg 2003; Odum 1996; Wackernagel & Rees 1996). Jämförelsen mellan de tre undersökta lantbrukssystemen med emergi-baserade fotavtryck, åskådliggör tydligt att den nuvarande driften förbrukar mindre resurser (relationen 3,7:1 mellan använd areal och tillgänglig areal) än det ekologiska systemet (med relationen 4,6:1). Scenariot konventionell produktion var det resursintensivaste, med en kvot på 7,3:1, vilket ger ett fotavtryck på drygt sju gånger så stor yta som de förfogade över. Med den här metoden kan således det nuvarande systemet bedömas som det mest hållbara i den här studien.

8.3 Vägledning av emergibaserade fingeravtryck Formen på de emergibaserade fingeravtrycken var förhållandevis likartad i alla de tre undersökta systemen. Det som skilde dem åt var framförallt magnituden på resursförbrukningen, då speciellt den importerade ej förnyelsebara resursen. Störst magnitud hade det konventionella systemet och minst det nuvarande. Resiliens är ett viktigt begrepp och betydelsefullt för hållbar utveckling. Begreppet kan definieras som en förmåga att motstå förändring. Om ett systems resiliens skulle bedömas utifrån de emergibaserade fingeravtrycken, skulle en form på fingeravtrycken med långa fingrar uppåt och framåt tyda på större resiliens än den form som pekade nedåt och bakåt. De system som analyserats i den här studien kan, med stöd från det resonemanget, alla kritiseras som icke resilienta och därmed inte hållbara. I en inbördes jämförelse mellan systemen erhöll nuvarande driftsform möjligen ett något mer hållbart fingeravtryck med ett längre finger uppåt för de lokala förnyelsebara resurserna och mindre magnitud på de resurser som värderats monetärt.

104

8.4 Värderingen av ekosystemtjänster Ekosystemtjänster är en antropocentrisk metod som i mycket fångar processer som är betydelsefulla för lantbruksproduktionen. I ett lantbrukssystem är de understödjande ekosystemtjänsterna grundläggande för verksamheten. En successiv försämring av dessa tjänster riskerar att på sikt omintetgöra en sund produktion. Själva basen för agroekosystem är just processer som: hydrologiska- och näringsämnens cykler, geologiska förlopp, erosion och jordbildning. Även de reglerande ekosystemtjänsterna är en form av biogeofysisk plattform för den livsmedelsproducerande sektorn med lämpligt klimat, ren luft, reglering av skadeorganismer och sjukdomar, rent vatten, aktiva pollinerare och resiliens mot naturkatastrofer. Producerande tjänster är centrala för lantbruksverksamheten och de kulturella ekosystemtjänsterna införlivar människan, ger henne ett sammanhang och genererar dessutom en levande landsbygd. Av vikt är att dagens lantbruk inte undergräver den framtida lantbruksproduktionen genom att ett okunnigt förhållningssätt till dessa ”naturens gratistjänster”.

Resultatet från bedömningen av ekosystemtjänster i de olika scenarierna går att se i Figur 10, Figur 14 och Figur 18. Figurerna visar att scenarierna leder till olika mönster i förhållande till ekosystemtjänsterna. Spindeldiagrammen illustrerar hur den nuvarande driftformen bidrar starkt till att lyfta fram de kulturella ekosystemtjänsterna. Gårdens verksamhet skapar mötesplatser och stärker kulturlandskapet, bl. a. genom att de bedriven en öppen fäbod, säljer på marknader och deltar aktivt i bygdens projekt. De producerande tjänsterna är något nedtonade men både de understödjande och reglerande har bedömts som tämligen starka. Bilden som ges av det ekologiska lantbruket utifrån spindeldiagrammet är att systemet är förhållandevis ordinärt då det gäller givande och tagande av ekosystemtjänster. Möjligen är systemet mer producerande, än stärkande av de understödjande, reglerande och kulturella ekosystemtjänsterna. Bedömningen av det konventionella systemet visar upp ett mönster där de producerande ekosystemtjänsterna har en stark position och de övriga en svag. I mycket är det nuvarande systemet och det konventionella varandras motsats.

105

9. Diskussion om emergi

9.1 Transformitetsvärden I studien skedde urvalet av lämpliga transformitetsvärden enligt specifika kriterier (se kapitel 6.4). Ett sätt att bedöma rimligheten av transformitetsvärden är att genomföra en känslighetsanalys (Martin et al 2006). Känslighetsanalysen innebar att de tillämpade indexens känslighet för en dubblering respektive en halvering av indata och transformitetsvärden beräknades. Förändringar som påverkar utfallet med +/- 10 procent noteras, och dessa objekts transformitetsvärde bör övervägas yttersta noggrant. En känslighetsanalys har inte genomförts i det här arbetet men utifrån de emergibaserade fingeravtrycken går det, i den här studien, att få en tydlig bild av vilka resurser som är mest betydelsefulla. Vid en analys av Figur 7, Figur 11 och Figur 15 framgår att de resurser som betyder mest för systemet är de importerade ej förnyelsebara och i den gruppen är det endast några resurser som står för majoriteten av resursinflödet. De transformitetsvärden som använts för dessa resurser har utsatts för en stark genomlysning. De objekt som är berörda i det här fallet är fossila bränslen, el, konstgödsel, arbete och maskiner. För samtliga objekt utom ett (arbete), har relevanta och väl beprövade värden för transformitet tillämpats.

Ett lantbruk med många fleråriga grödor som fodervall och bete har oftast inga, relativt sett, stora nettoförluster av jord. Underlaget till beräkningen för bortodling av jord kommer från en studie i södra Sverige, publicerad 1992 (Alström & Åkerman 1992), möjligen är värdet på bortodlingen för stort. Som del i systemet som helhet är påverkan ändå marginell (se Figur 7).

Transformitet för arbete är ett område kringgärdat med svårigheter. I detta fall har ett mer oprövat förfaringssätt praktiserats. I många emergianalyser beräknas arbetskraften utifrån en människas energi-förbrukning, mätt med enheten joule. I den här undersökningen har arbetskraften värderats med utgångspunkt från det faktiska flödet av pengar ut ur systemet. Pengar som används till att understödja lantbruksparet. Beräkningssättet bygger på faktiska data, alltså reella siffror på pengaflöden för detta ändamål. Den optimala metoden, vore att ha tillgång till data på allt det som tas in till systemet mätt i dessa objekts enhet, joule eller gram. Här syftar jag exempelvis på vikten eller energivärdet på mängden kläder, skor, mat eller datorer. Varje objekt skulle sedan bearbetas enligt emergimetodiken. I brist på uppgifter om dessa flöden i analysen, har en resursvärdering av pengaflöden, givit en hyggligt rättvisande bild av

106

resursåtgången. Den omvandling som då kan ifrågasättas är transformitetsvärdet för den svenska kronan. Till detta penningbaserade resursflöde för värdering av arbete, har ett värde lagts som utgår från de resurser som generellt sett går att hänföra till de samhälleliga stöd som individer bär upp i form av utbildning (Bergquist et al 2010; Martin et al 2006). Beräkningen baseras på antal arbetstimmar. Här har Jordbruksverkets årsarbetstid på 1800 timmar använts i både den nuvarande driften och i scenarierna (www.sjv.se 2008). Beroende på utbildningsnivån hos jordbrukarna, används olika värden på transformitet (Bergquist et al 2010; Martin et al 2006). Ett annat problemområde rörande arbetskraften är hur en lämplig fördelning görs, mellan förnyelsebara respektive ej förnyelsebara resurser. Cirka 90 procent av arbetskraften går att hänföra till icke förnyelsebara resurser enligt en studie i Italien (Panzieri et al 2002; Ulgiati et al 1994). I en studie av svenska förhållanden beräknades motsvarande värde ligga på 87 procent ändliga och 13 procent förnyelsebara resurser, undersökningen genomfördes år 1996 (Lagerberg 1999). Det innebär att emergiinflödet till system i form av arbete ofta blir en stor resurs. Värdena på 87 respektive 13 procent är en stark generalisering samtidigt som betydelsen av den fördelningen ger ett stort genomslag i analysen.

En beräkning visade att 4,97 procent av Sveriges resursanvändning under år 2000 var förnyelsebar (http://sahel.ees.ufl.edu). Om det värdet skulle tillämpats i denna studie, d.v.s. att arbetskraften delas i 95 procent ej förnyelsebar och 5 procent förnyelsebar, skulle samtliga index för de tre driftsformerna försämras starkt och formen på de emergibaserade fingeravtrycken skulle förskjutas ytterligare nedåt och bakåt.

Flödet ut ur systemet i form av produkter bestod av ost, lamm- och getkött, skinn, ull och slam från lantbrukarparets avloppssystem. Alla produkter slås i slutledet samman för att få det transformitetsvärde som denna undersökning resulterat i. Viss svårigheter fanns med att hitta relevanta värden på energiinnehållet på slammet de värden som använts i studien är energivärden framtagna i en studie i Toronto, Canada (Shizas & Bagley 2004).

9.2 Emergianalys som beräkningsgrund för fot- och fingeravtryck Storleken på de emergibaserade fotavtrycken och designen av de emergibaserade fingeravtrycken härrör från kvantitativa data som bearbetats i emergianalyser. Eftersom metoden har förmågan att förvandla alla resurser till en gemensam enhet, ger det möjligheter att göra jämförelser mellan olika analyserade system. En annan styrka med att basera fot- och fingeravtryck på emergianalys, är metodens potential att hantera en mångfald av parametrar och flöden som inverkar på system. Metoden är allmänt sett

107

mycket användbar, då den är lämplig att utföra på de flesta processer och aktiviteter, naturliga såväl som antropogena. Fotavtryck konstruerade från en emergianalys har tillämpats i några studier tidigare (Björklund & Johansson 2010; Johansson. 2005).

I innevarande studie har fokus legat på att värdera ekologisk hållbarhet hos agroekosystem, en likartad värdering skulle lika väl fungera att genomföra med fokus på social eller ekonomisk hållbarhet på en mängd olika aktiviteter. Metoden fungerar dessutom för analyser på olika skalor, från global till mikroskala. Dessa fakta stärker motiven för att använda emergiberäkningar som bas för fotavtryck. Metoden är bärkraftig över tiden, och generellt sett mycket användbar, detta är en vetenskaplig styrka att analyser kan utföras på ett likartat och konsekvent sätt.

108

10. Hållbar utveckling och metoderna

Hållbar utveckling är ett konstruktivt och framtidssyftande begrepp, menar jag efter att ha prövat konceptet och genomlyst det, som en del av den här studien. Trots att det nu gått 24 år sedan ”Vår gemensamma framtid” publicerades och det därmed borde finnas anledning att tveka över dess politiska och idémässiga relevans, finns det skäl att istället trycka på betydelsen av att stärka alla positioner för hållbar utveckling. Begreppet vinner också mark på allt fler områden. Corell och Söderberg använde sig av en fin liknelse då de beskrev hållbar utveckling som en vision:

Visionen har samma roll som solen. Den pekar ut riktningen för den växande plantan och ger energi till processen, men den förklarar inte för plantan hur den ska göra för att växa. Visionen pekar ut riktningen och ger energi till förändringsprocessen, men den talar inte om exakt vad som ska göras och hur det ska ske (Corell & Söderberg 2005).

Agroekosystems fundamentala syfte är att producera. Lantbruket är en produktionsgren som har den naturliga förutsättningen att samla in och fördela de ekosystemtjänster, de förnyelsebara fria resurser som naturen förvaltar. Det ursprungliga jordbruket var en del av den kulturen. Orörda ekosystem genomgår spontant en utveckling i riktning mot allt högre grad av komplexitet. Om lantbrukssystem skulle ha dessa ekosystem som vägledning behöver ett ensidigt inriktat lantbrukssystem, förutom att lägga resurser på själva produktionen, använda resurser för att bibehålla lantbrukets monokulturella status, d.v.s. motverka den naturliga utvecklingen (Altieri et al 1983). Det innebär att ju större avvikelser det producerande systemet gör från de naturliga ekosystemens utveckling, desto större mängd resurser måste föras in till systemet (Martin et al 2006).

Ett tydligt samband mellan energikonsumtion och ekonomisk tillväxt existerar (Hall et al 1986; Odum 1971). Tillväxtmönstret inom lantbrukssektorn är inget undantag. Ökningen av jordbrukets produktivitet sedan den gröna revolutionen på 1960-talet, är till stor del ett resultat av ökade energiinsatser i sektorn. Fossila bränslen och ändliga naturresurser utgör en stor beståndsdel av resursinflödet till lantbruket (se kapitel 5.4 ”Resurser och jordbruket”).

En förutsättning för ett konventionellt modernt lantbruk, är tillgången till energi och naturresurser av hög koncentration (Rydberg & Jansén 2002). Framtidsbilden som idag börjar klarna talar för att tillgången till billig energi

109

inte kommer att vara en självklarhet så länge till. I vår tid märks det av de internationella trenderna, att den billiga energins epok börjar lida mot sitt slut (Cavalett et al 2006). Konsekvensen är att system konstruerade kring ej förnyelsebara resurser riskerar att mista sin konkurrenskraft och bedömas om ej hållbara (Cavalett et al 2006).

Empirin som ligger till grund för denna uppsats visar att den nuvarande undersökta produktionsinriktningen hos lantbruket, i jämförelse med de två andra scenarierna, lämnade det minsta fotavtrycket. Det fick ett fingeravtryck som visar på ett icke hållbart system, men bland de tre driftsformerna, indikerade det den minsta resursförbrukningen. Fortsättningsvis fick nuvarande driftform den högsta andelen förnyelsebar emergi, lägsta emergiinvesteringskvoten, högsta värdet på emergiavkastningskvoten, lägsta miljöbelastningskvoten och det högsta hållbarhetsindex.

Scenariot med det konventionella lantbruket fick det största fotavtrycket, ett fingeravtryck som indikerade ett stort behov av importerade ej förnyelsebara resurser. Det konventionella systemet erhöll i samtliga index värden, som i jämförelse med de två andra driftsformerna, var, mest negativa ur ett hållbarhetsperspektiv. Det ekologiska scenariot placerade sig mitt emellan de två andra, både då det gäller fotavtryck, fingeravtryck och index. En granskning utifrån transformitet däremot gav den nuvarande produktionen ett högt värde som kan tolkas som negativt ur ett hållbarhetsperspektiv. Utifrån transformitetsvärdet kan det ekologiska scenariot bedömas som det mest hållbara.

Med hjälp av bedömningen av ekosystemtjänster lyfts en mer nyanserad bild av lantbruken fram, där andra för- och nackdelar med respektive system framhålls. Bedömningen av ekosystemtjänster är ett bra komplement till de emergibaserade verktygen, eftersom den väver in fler aspekter av hållbar utveckling. Exempelvis finns flera delar av den sociala dimensionen i hållbar utveckling i de kulturella ekosystemtjänsterna, bland de understödjande och reglerande återfinns den ekologiska dimensionen. Den ekonomiska slutligen speglas till en del i de producerande ekosystemtjänsterna. Många ekosystemtjänster som pollinering, reglering av skadegörare och näringsämnens kretslopp är betydande för ett hållbart lantbruk. Önskvärt vore ett produktionssystem som är multifunktionellt och med en hög värdering utifrån alla ekosystemtjänster, men bland de driftsformer som var med i undersökningen var det inget som erhöll ett sådant mönster på spindeldiagrammet.

110

Slutsats Med hjälp av de emergibaserade fot- och fingeravtrycken har en bild av de studerade systemen kunnat förmedlas, magnituden på resursanvändningen och resursanvändningens karaktär har lyfts fram på ett kommunikativt vis utan att göra avkall på några vetenskapliga beräkningsgrunder. Knepet har varit att aggregera och gruppera data utifrån bestämda kriterier. Tanken bakom kriterierna har varit att lyfta fram hållbarhetsaspekter av betydelse för utvecklingen. En bedömning av ekosystemtjänster i en matris har genomförts som ett komplement till dessa metoder. Bedömningen presenterades i ett spindeldiagram som gav en sammanfattande och visuell uppfattning av de studerade systemens starka och svaga sidor.

Slutsatsen är sammanfattningsvis att de studerade lantbrukens resursanvändning och omvärldsberoende går att bedöma utifrån alla de emergibaserade metoderna. Fotavtrycken och fingeravtrycken är tämligen okomplicerade att kommunicera, men innehåller mycket bakomliggande information. Fingeravtrycken lyfter fram faktorer av betydelse i lantbruksproduktionen. Driftsformen på lantbruket i fallstudien samt de olika scenarierna, resulterade i en resursanvändning som till viss del följde ett likartat mönster men som i storleksordning skilde sig åt. Ingen av de undersökta lantbruksdrifterna går att klassificera som hållbar. I en jämförelse mellan systemen framträdde den nuvarande lantbruksproduktionen som den ur flera aspekter relativt mest hållbara med minst resursförbrukning. Om avkastningsvolymen vägs in i jämförelsen som i det framtagna transformitetsvärdet, blev det ekologiska scenariot mer hållbart än det rådande. Med hjälp av en bedömningsmatris erhölls en uppfattning om ekosystemtjänsternas status i de olika produktionsscenarierna. Inget av systemen visade sig vara optimalt utifrån samtliga grupperingar av ekosystemtjänster. Det ekologiska och konventionella lantbruket var övervägande producerande medan lantbruket i sin nuvarande form var mindre producerande men framträdde med andra funktioner, framförallt bidrog det med en stark position för de kulturella tjänsterna.

Det finns behov av instrument som kan hjälpa till med vägledning i planeringen av ett hållbart lantbruk. Utveckling är inget som sker spontant, utan bakom varje beslut, bakom varje steg existerar alltid ett syfte. De metoder som introducerats i uppsatsen kan medverka till anpassningen av den nuvarande lantbruksverksamheten, till ett mer hållbart brukande av de resurser jorden erbjuder. Anpassningarna är möjliga att genomföra i både liten och stor skala. Metoderna ger, förutom detta, ett bidrag till att börja se världen ur ett helhetsperspektiv. Intentionen är att ta ett steg till mot hållbar utveckling, ett fram- steg.

111

Referenser

Litteratur Aaro E. 2003. Svensk forskning om miljöundervisning. In Nationell och

internationell miljödidaktisk forskning: En forskningsöversikt, ed. L Östman. Uppsala: Pedagogiska Institutionen

Abel T. 2003. Understanding Complex Human Ecosystems: The Case of Ecoturism on Bonaire. Conservation Ecology 7 (3)

Alcamo J. 2001. Scenarios as tools for international environmental assessments, European Environment Agency, Copenhagen

Alström K, Åkerman AB. 1992. Contemporary Soil Erosion Rates on Arable Land in Southern Sweden. Geografiska Annaler. Series A, Physical Geography 74:101-8

Altieri MA, Letourneau DK, Davis JR. 1983 Developing Sustainabble Agroecosystems. BioScience 33:45-9

Altieri MA, 1992. Agroecological foundations of alternative agriculture in California. Agriculture, Ecosystems and Environment 39: 23-53

Andersson F, Norrbom S, Stabo S, Gusafsson Y. 2005. Byggnader för lammproduktion. In Jordbruksinformation ed. S Jordbruksverk

Anerud K, Högborg E, Johansson L, Kroeker G, Larsson A, Nilsson P-Å. 1978. Växtodlingens grunder. Borås: LTs förlag

Anonymous. 1996. Databok för driftsplanering. Uppsala: Sveriges LantbruksUniversitet

Axelsson H. 1997. Våga lära: Om lärare som förändrar sin miljöundervisning. Göteborg: Acta Universitatis Gothoburgensis

Ayres RU. 2000. Commentary on the utility of the ecological footprint concept. Ecological Economics 32:347-9

Barbier EB, Burgess JC, Folke C. 1994. Paradise lost? : ecological economics of biodiversity. London: Earthscan Publications

Bastianoni S, Campbell DE, Ridolfi R, Pulselli FM. 2009. The solar transformity of petroleum fuels. Ecological Modelling 220:40-50

Bennett E, Carpenter S, Peterson G, Cumming G, Zurek M, Pingali P. 2003. Why global scenarios need ecology. Frontiers in Ecology and the Environment 1:322-9

Berg Å. 2010. Biologisk mångfald - vidga vyerna till hela landskapet1. In Jordbruk som håller i längden, ed. B Johansson. Stockholm: Edita AB

Bergquist DA, Ingwersen W, Liebenow DK. 2010. Emergy in labor ? approaches for evaluating embodied knowledge (in press). . Proceedings of the 6th Biennial Emergy Research Conference. Emergy Synthesis 6, Theory and Applications of the Emergy Methodology. University of Florida, Gainesville, USA.

Bergquist DA. 2008. Colonised Coasts. Aquaculture and emergy flows in the world system: Cases from Sri Lanka and the Philippines. Uppsala University, Uppsala

112

Bernes G, Cornell B. 1993. Ensilage eller hö i en Krav-anpassad foderstat för getter. In Röbäcksdalen meddelar, ed. AfhLiJ län: SLU, Institutionen för norrländsk jordbruksvetenskap

Björklund J. 2000. Emergy Analysis to Assess Ecological Sustainability. Swedish University of Agricultural Sciences, Uppsala

Björklund J, Helmfrid H. 2010. Klimatsmart lantbruk- stor- eller småskalig? Erfarenheter från ett deltagardrivet forskningsprojekt, Centrum för uthålligt lantbruk (CUL) Sveriges Lantbruksuniversitet (SLU), Uppsala

Björklund J, Holmgren P, Johansson S. 2008 Mat och klimat. Värnamo:Fäth & Hässler

Björklund J, Johansson B. 2010. Assessing multifunctionality in relation to resource use – a holistic approach to measure efficiency, developed by participatory research.

Björklund J, Rydberg T. 2003. Att värdera uthållighet i lantbruket - genomgång av metoder för miljö- och naturresursanalys, CUL, Swedish University of Agricultural Sciences, Uppsala

Brandt-Williams SL. 2002. Handbook of Emergy Evaluation Folio #4 Emergy of Florida Agriculture.

Brown MT. 2003. Prof. Howard T. Odum 1924-2002. Energy 28:293-301 Brown MT. 2004. A picture is worth a thousand words: energy systems language

and simulation. Ecological Modelling 178:83-100 Brown MT, Green P, Gonzalez A, Venegas J. 1992. EMERGY Analysis

Perspectives, Public Policy Option, and Development Guidelines for The Coastal Zone of Nayarit, Mexico, Center for Wetlands and Water Resources, University of Florida, Gainesville

Brown MT, Herendeen RA. 1996. Embodied energy analysis and EMERGY analysis: a comparative view. Ecological Economics 19:219-35

Brown MT, Ulgiati S. 1997. Emergy-based indices and ratios to evaluate sustainability: monitoring economies and technology toward environmentally sound innovation. Ecological Engineering 9:51-69

Brown MT, Ulgiati S. 2004. Emergy Analysis and Environmental Accounting. In Encyclopedia of Energy, ed. JC Cutler, pp. 329-54. New York: Elsevier

Bruun Jensen B, Schknack K. 2004. Assessing action competence? In Key issues in sustainable development and learning, Ed. Scott W. Gough S. London: RoutledgeFalmer

Buranakarn V. 1998. Evaluation of recycling and reuse of building materials using the emergy analysis method. University of Florida, Gainesville

Böhringer C, Jochem, P.E.P.,. 2007. Measuring the immeasurable - A survey of sustainability indices. Ecological Economics 63:1-8

Campbell DE. 1998. Emergy Analysis of Human Carrying Capacity and Regional Sustainability: an Example Using the State of Maine. Environmental Monitoring and Assessment 51:531-69

Campbell DE, Brandt-Williams SL, Meisch MEA. 2005. Environmental Accounting Using Emergy: Evaluation of the State of West Virginia. Rep. EPA/600/R-05/006, National Health and Environmental Effects Research Laboratory atlantic Ecology Division, Narragansett

Castellini C, Bastianoni S, Granai C, Bosco AD, Brunetti M. 2006. Sustainability of poultry production using the emergy approach: Comparison of conventional and organic rearing systems. Agriculture, Ecosystems & Environment 114:343-50

Cavalett O, Queiroz JFd, Ortega E. 2006. Emergy assessment of integrated production systems of grains, pig and fish in small farms in the South Brazil. Ecological Modelling 193:205-24

113

Corell E, Söderberg H. 2005. Från miljöpolitik till hållbar utveckling - en introduktion. Malmö: Liber AB

Costanza R, Audley J, Borden R, Ekins P, Folke C, et al. 1995. Sustainable trade: a new paradigm for world welfare. Environment 37:16-20, 39-44

Costanza et al. 1997. The value of the world´s ecosystem services and the natural capital. Nature:Vol.387

Costanza R, Folke C. 1997. Valuing Ecosystem Services with Efficiency, Fairness, and Sustainability as Goals. In Nature's Service's, ed. G Daily. Washington: Island Press

Costanza R. 2000. The dynamics of the ecological footprint concept. Ecological Economics 32:341-5

Crutzen PJ. 2002. Geology of mankind: the Anthropocene. Natur 415:23 Crutzen PJ, Steffen W. 2003. How long have we been in the Anthropocene Era?

Climatic Change 61:251-7 Daily GC. 1997. Nature's Services, Societal dependence on natural ecosystems.

Washington: Island Press Daly HE. 1977. Steady state: The Economics of Biophysical and Moral Growth. San

Francisco: Freeman Dansgaard W, Johnsen SJ, Clausen HB, Dahl-Jensen D, Gundestrup NS, et al. 1993.

Evidence for general instability of past climate from a 250-kyr ice-core record. Nature 364:218-20

de Groot RS, Wilson MA, Boumans RMJ. 2002. A typology for the classification, description and valuation of ecosystem functions, goods and services. Ecological Economics 41:393-408

Deutsch L, Jansson Å., Troell M., Rönnbäck P., Folke C. och Kautsky N. 2000. The "ecological footprint": communicating human dependence on nature's work. Ecological Economics 32

Dewey J. 2005. Demokrati och utbildning. Uddevalla: Daidalos AB Disinger JF. 1990. Environmental Education for Sustainable Development? The

Journal of Environmental Education 21 (4):3-6 Dobson A. 1996. Environment Sustainabilities: An Analysis and a Typology.

Environmental Politics 5 (3):401-28 Doherty SJ, Nilsson P-O, Odum HT. 2002. Emergy evaluation of forest production

and industries in Sweden. Uppsala: SLU, Inst. för bioenergi. 115 s. pp. Emanuelsson U. 2009. Europas kulturlandskap: hur människan format Europas

natur. Stockholm: Formas Emmelin L. 1979. Energin och jordbruket. In Jordbruksboken, ed. K Hesselman, J

Rönnelid. Uppsala: Märstatryck Energimyndigheten. 2010. Sveriges Officiella Statistik Statistiska meddelanden

Årliga energibalanser 2008-2009 Foley J, DeFriese R, Asner GP, Barford C, Bonan G, et al. 2005. Global

Consequences of Land use. Science 309:570-4 Geber U, Björklund J. 2002. The relationship between ecosystem services and

purchased input in Swedish wastewater treatment systems-a case study. Ecological Engineering 18 pg39

Goulder LH, Kennedy D. 1997. Valuing Ecosystem Services: Philosophical Bases and Empirical Methods. In Nature's Services, ed. G Daily. Washington: Island Press

Gunnarsson C. 2006. Indikatorer för hållbar regional utveckling Hagadeklarationen. 2002. An Agenda 21 for Education in the Baltic Sea Region –

Baltic 21E

114

Hall CAS. 1995. Maximum power. The ideas and applications of H.T. Odum. Niwton: University Press of Colorado

Hall CAS, Cleveland CJ, Kaufmann R. 1986. Energy and resource quality. The ecology of the economic process. New York: John Wiley & Sons

Hedenstedt E. 2006. Bra att veta om gammalt taktegel. ed. www.hedenstedt.se. Trosa

Helmfrid H. 1992. Vad menas med uthållig utveckling? Begreppsanalys och ansats till operationalisering. Sveriges Lantbruksuniversitet, Uppsala

Helmfrid H, Björklund J. 2010. Klimatsmart lantbruk - hållbara lösningar för framtiden, centrum för uthålligt lantbruk, Sveriges lantbruksuniversitet, Uppsala

Herendeen RA. 2000. Ecological footprint is a vivid indicator of indirect effects. Ecological Economics 32:357-8

Hoekstra AY. 2009. Human appropriation of natural capital: A comparison of ecological footprint and water footprint analysis. Ecological Economics 68:1963-74

Holdren JP, Ehrlich PR. 1974. Human population and the global environment. American Scientist May-Jun; 62:282-92

Huckle J. 1991. Education for Sustainability: Assessing Pathways to the Future. Australian Journal of Environmental Education 7:43-62

Håkansson M, Steffen C, Forshed N. 1994. PS : praktisk skogshandbok. Djursholm: Sveriges skogsvårdsförb.

Hägerstrand T. 2009. Tillvaroväven. Stockholm: Forskningsrådet FORMAS IUCN, UNEP, WWF. 1991. Caring for the Earth; A Strategy for Living Sustainably,

Gland, Switzerland Jiang MM, Chen B, Zhou JB, Tao FR, Li Z, et al. 2007. Emergy account for

biomass resource exploitation by agriculture in China. Energy Policy 35:4704-19

Jickling B. 1992. Why I don´t want my children educated for sustainable development. The Journal of Environmental Education 23 (4):5-8

Johansson C. 1997. Grovfoderskörd i ekologisk odling ed. L Östergötland. Linköping

Johansson. S. 2005. The Swedish Fooodprint. Rep. ISBN 91-576-6955-4, Acta Universitatis Agriculturae Sueciae, Uppsala

Jorgensen SE, Halling-Sorensen B, Nielsen SN. 1996. Environmental and Ecological Modeling. New York: Lewis Publishers

Kaiser A. 1979 Svenskt jordbruk- en kort historik. In Jordbruksboken. Ed Hesselman K, Rönnelid J. Uppsala:Märstatryck

Karlström C. 2003. Internationell forskning om miljöundervisning. In Nationell och internationell miljödidaktisk forskning: En forskningsöversikt, ed. L Östman. Uppsala: Pedagogisk Institutionen, Uppsala Universitet

Keesing F, Belden LK. et al 2010. Impacts of biodiversity on the emergence and transmission of infectious diseases. Nature 468: 647-652

Klein Goldewijk K. 2001. Estimating Global Land Use Change Over the Past 300 Years: the HYDE Database. Global Biogeochem. Cycles 15:417-33

Kronlid D. 2005. Miljöetik i praktiken. Lund: Studentlitteratur Kumm K-I. 1978. Växtnäring. In Jordbruksboken. Ed. Hesselman K, Rönnelid J.

Sollentuna: Märstatryck Kumm K-I. 2010. Hur ser framtiden ut för den svenske bonden. In Jordbruk som

håller i längden. Ed. Johansson B. Stockholm:Edita AB Lagerberg C. 1999. Emergy Analysis of the Resource Use in Greenhouse Crop

Production and of the Resource Basis of the Swedish Economy. Swedish University of Agricultural Sciences, Alnarp

115

Lagerberg C. 2000. Emergianalys - Hur gör man?, SLU, Institutionen för växtvetenskap, www.cul.se/emergi, Alnarp

Lal R. 2001. World cropland soils as a source or sink for atmospheric carbon Advances in Agronomy. Academic Press 71:145-91

Laszlo E, Clarke AC, Clarke AC. 2001. Macroshift: Navigating the Transformation to a Sustainable World. San Francisco: Berrett-Koehler Publishers

Lefroy E, Rydberg T. 2003. Emergy evaluation of three cropping systems in southwestern Australia. Ecological Modelling 161:195-211

Levin A. 2010. Communicating emergy analysis as footprint and emergy profile. Advances in Energy Studies. Barcelona

Lundegård I. 2007. På väg mot pluralism - elever i situerade samtal kring hållbar utveckling. Lärarhögskolan i Stockholm, Stockholm

Lundegård I, Wickman P-O. 2007. Conflicts of interest: an indespensable element of education for sustainable development. Environmental Education Research 13 (1):1-15

Löfquist I. 2006. Avelsarbete i fårbesättningen för nystartare. Hushållningssällskapet Kristianstad www.hush.se/l

MA. 2005 a. Board statement MA. 2005 b. Ecosystems and human well-being: synthesis Martin JF, Diemont SAW, Powell E, Stanton M, Levy-Tacher S. 2006. Emergy

evaluation of the performance and sustainability of three agricultural systems with different scales and management. Agriculture, Ecosystems and Environment 115:128-40

Marx K, Engels F. 1978. Kommunistiska Manifestet. Lund: Arbetarkulturs Förlag Mayer A. 2008. Strengths and weakness of common sustainability indices for

multidimensional systems. Environment International 34:277 - 91 McDonald GW, Patterson, M.G., Patterson MG. 2004. Ecological Footprints and

interdependencies of New Zealand regions. Ecological Economics 50:49-67 Mckeown R, Hopkins C. 2003. EE p ESD: Defusing the worry. Environmental

Education Research 9:117 - 28 Merchant C. 1994. Naturens död. Stockholm: Brutus Östlings Bokförlag Symposion Michélsen T. 1981. Massmaten. Arlöv: tema nova Rabén & Sjögren Moffat I. 2000. Ecological footprints and sustainable development. Ecological

Economics 32:359-62 Mooney H. 2010. Företag måste med i kriget mot artutrotning.

http://sverigesradio.se/sida/artikel.aspx?programid=3345&artikel=4152975 Mörtstedt S-E, Hellsten G. 1994. Data och diagram. Stockholm: Liber Utbildning Naturskyddsföreningen LJ, Moberg. F.). 2008. Ekologiskt i Etiopien, EO print AB,

Stockholm Odum EP. 1997. Ecology : a bridge between science and society. Sunderland,

Mass.: Sinauer Associates. xiv, 330 s. pp. Odum EP. 1987. Global stress in life-support ecosystems mandates input

management of production systems. The Craaford Prize in the Biosciences.Craaford lectures.: The Royal Swedish Academy of Sciences

Odum EP. 1969. The Strategy of Ecosystem Development Science 164:262-70

Odum HT. 1971. Environment, power, and society. New York,. 331 s. pp. Odum HT. 1973. Energy, ecology and economics. Ambio 2:220-7 Odum HT. 1983. Systems ecology : an introduction. New York: Wiley.644 s Odum HT. 1987b. Living with compexity. The Craaford Prize in the Biosciences.

Craaford Lectures.: The Royal Swedish Academy of Sciences Odum HT. 1988. Self organisation, transformity and information. Science 242:1132

116

Odum HT. 1992. Emergy and Public Policy. Gainesville: University of Florida Odum HT. 1994. Ecological and general systems : an introduction to systems

ecology. Niwot, Colo.: Univ. Press of Colorado. xv, 644 s. pp. Odum HT. 1996. Environmental accounting : EMERGY and environmental decision

making. New York: Wiley. ix, 370 s. pp. Odum HT. 2000. Folio#2 - Emergy of Global Processes. Odum HT. 2007. Environment, power and society for the twenty-first century : the

hierarchy of energy. New York: Columbia University Press. xiv, 418 s. pp. Odum HT, Brown MT, Williams SB. 2002. Handbook of Emergy Evaluation: A

Compendium of Data for Emergy Computation Issued in a Series of Folios. Folio#1 - Introduction and Global Budget. Gainesville: The Center for Environmental Policy, Environmental Policy, Environmental Engineering Sciences, Univ. of Florida

Odum HT, Odum EC. 1981. Enery Basis for Man and Nature. New York: McGraw-Hill

Opschoor H. 2000. The ecological footprint: measuring rod or metaphor? Ecological Economics 32:363-5

Ortega E, Anami MH, Diniz G. 2002. Certification of food products using emergy analysis. International Workshop Advances in Energy Studies, pp. 227-37. Porto Venere, Italy

Ortega E, Cavalett O, Bonifácio R, Watanabe M. 2005. Brazilian Soybean Production: Emergy Analysis With an Expanded Scope. Bulletin of Science, Technology & Society 25:323-34

Panzieri M, Marchettini N, Bastianoni S. 2002. A thermodynamic methodology to assess how different cultivation methods affect sustainability of agricultural systems. International Journal of Sustainable Development & World Ecology 9:1-8

Parris TM, Kates RW. 2003. Characterizing and measuring sustainable development. Annual Review of Environment and Resources 28:559-86

Petit JR, Jouzel J, Raynaud D, Barkov NI, Barnola J-M, et al. 1999. Climate and atmospheric history of the past 420000 years from the Vostok ice core, Antartica. Nature 399:429-36

Pulselli FM, Ciampalini F, Leipert C, Tiezzi E. 2008 a. Integrating methods for the environmental sustainability: The SPIn-Eco Project in the Province of Siena (Italy). Journal of Environmental Management 86:332 - 41

Pulselli RM, Pulselli FM, Rustic M. 2008 b. Emergy accounting of the Province of Siena: Towards a thermodynamic geography for regional studies. Journal of Environmental Management 86:342-53

Ramakutty N, Foley JA. 1999. Estimating Historical Changes in Global Land Cover: Croplands from 1700 to 1992. Global Biogeochemical Cycles 13:997-1027

Ranganathan J, Raudsepp-Hearne C, Lucas N, Frances I, Zurek M, et al. 2008. Ecosystem Services, A guide for Decision Makers, World Resource Institute

Rapport DJ. 2000. Ecological footprints and ecosystem health: complementary approaches to a sustainable future. Ecological Economics 32:367-70

Rapport DJ, Whitford WG. 1999. How ecosystems respond to stress: common properties of arid and aquatic systems. BioScience 49:193-203

Reid A. 2002. Discussing the Possibility of Education for Sustainable Development. Environmental Education Research 8:73-9

Reid WV, Chen D, Goldfarb L, Hackmann H, Lee YT, et al. 2010. Earth System Science for Global Sustainability: Grand Challenges. Science 330:916-7

117

Rioual P, Andrieu-Ponel V, Rietti-Shati M, Battarbee W, de Beaulieu JL, et al. 2001. High-resolution record of climate stability in France during the last interglacial period. Nature 413:293-6

Rockström J, Steffen W, Noone K, Persson Å, Chapin FSI, et al. 2009. Planetary Boundaries: Exploring the Safe Operating Space for Humanity. Ecology and Society:1-34

Rockström J, Wijkman A. 2011. Den stora förnekelsen. Stockholm: Medströms Bokförlag

Rosanvallon P. 2009. Demokratin som problem. Hägersten: Tankekraft förlag Rótolo GC, Rydberg T, Lieblein G, Francis C. 2007. Emergy evaluation of grazing

cattle in Argentina's Pampas. Agriculture, Ecosystems & Environment 119:383-95

Rudby-Martin L. 2006. Får på bete. Jönköping: Jordbruksverket Rydberg I. 2010. Jordbruk på gott och ont för miljön. In Jordbruk som håller i

längden. Ed.Johansson B. Stockholm :Edita AB Rydberg T. 2003. Det gäller att få valuta för pengarna -men hur rättvisa är

resursflödena? In Ekologiskt lantbruk, pp. 121-5. SLU, Ultuna, Uppsala Rydberg T, Jansén J. 2002. Comparison of horse and tractor traction using emergy

analysis. Ecological Engineering 19:13-28 SCEP. 1970. Man's impact on the global environment: assessment and

recommendations for action : assessment and recommendations for action Cambridge, Mass

Scheffer M. 2009. Critical Transitions in Nature and Society. Princeton and Oxford: Princeton University Press

Schnack K. 1994. Psykologisk Opslagsbog. Copenhagen: Christian Ejler´s Forlag Schwarz M, Thompson M. 1990. Divided we stand: Redefining politics, technology

and social choice. Philadelphia: University of Pennsylvania Press. 4-13 pp. Scienceman DM. 1987. Energy and emergy.sid 257 - 276. In Environmental

Economics; the Analysis of a Major Interface. Geneva, Switzerland: Roland, Leimgruber

Scott W, Gough S, eds. 2004. Key Issues in Sustainable Development and Learning. London and New York: RoutledgeFalmer

Sheffer M. 2009. Critical Transitions in Nature and Society. Princeton and Oxford: Princeton University Press

Shizas I, Bagley DM. 2004. Experimental determination of energy content of unknown organics in municipal wastewater streams. Journal of Energy Engineering 130

SHS. 1985. Datafoderplanering. ed. S-T 2797 Sing RJ, Murty, H.R., Gupta, S.K., Dikshit, A.K. 2009. An owerview of

sustainability assessment methodologies. Ecological indicators 9:189-212

Smith HG. 2010. Ekosystemtjänster i ett hållbart jordbruk. In Jordbruk som håller I längden, Ed. Johansson B, Stockholm:Edita AB

Stables AWG. 1986. Paradox in Compound Educational Policy Slogans: Evaluating Equal Opportunities in Subject Choice. British Journal of educational Studies 44 (2):159-67

Steffen W, Sanderson A, Tyson PD, JägerJ., Matson PA, et al. 2005. Global Change and the Earth System. Berlin: Springer-Verlag

Stenmark M. 2000. Miljöetik och miljövård. Lund: Studentlitteratur Svensson J. 1987. Underhållskostnader för lantbrukets fältmaskiner : Maintenance

costs for farm machinery. Uppsala: SLU

118

Swiergiel W. 2009. How Local Ecosystem Service Management may Reduce Climate Change Impact of Weed Control- Case studies in organic vegetable production. Swedish University of Agricultural Sciences., Lund

Thomas J. W. 2007. Sharing resources: The global distribution of the Ecological Footprint. Ecological Economics 64:402-10

Ulgiati S, Brown MT. 1998. Monitoring patterns of sustainability in natural and man-made ecosystems. Ecological Modelling 108:23-36

Ulgiati S, Brown MT. 2009. Emergy and ecosystem complexity. Communications in Nonlinear Science and Numerical Simulation 14:310-21

Ulgiati S, Odum HT, Bastianoni S. 1994. Emergy use, environmental loading and sustainability an emergy analysis of Italy. Ecological Modelling 73:215-68

UNCED. 1992. Agenda 21. Information for decision making., United Nations Conference on Environment and Development, Rio de Janeiro

Wackernagel M. 2010. Why self-interest can save the climate debate (and waiting for consensus might waste your future). Wackernagel M, Onisto L, Bello P, Linares AC, Falfán ISL, et al. 1999. National

natural capital accounting with the ecological footprint concept. Ecological Economics 29:375-90

Wackernagel M, Rees W. 1996. Our ecological footprint. Gabriola Island: New Society Publishers

Wackernagel M, Silverstein J. 2000. Big things first: focusing on the scale imperative with the ecological footprint. Ecological Economics 32:391-4

Wackernagel.M. RW. 1996. Our ecological footprint. Gabriola Island: New Society Publishers

van den Bergh JCJM, Verbruggen H. 1999. Spatial sustainability, trade and indicators: an evaluation of the "ecological footprint". Ecological Economics 29:61-72

van Kooten GC, Bulte EH. 2000. The ecological footprint: useful science or politics? Ecological Economics 32:385-9

WCED. 1987. Our common future. The Brundtland Report, World Commission on Environment and Development, Oxford

Wickman P-O, Östman L. 2002. Induction as an empirical problem: how students generalize during practical work. International Journal of Science Education 24:465-86

Wollenberg E, Edmunds D, Buck L. 2000. Using scenarios to make decisions about the future: anticipatory learning for the adaptive co-management of community forests. Landscape and Urban Planning 47:65-77

Världskommissionen för miljö och utveckling. 1988. Vår gemensamma framtid. Rep. 91-518-2159-1, Världskommissionen för miljö och utveckling, Stockholm

Zurek MB, Henrichs T. 2007. Linking scenarios across geographical scales in international environmental assessments. Technological Forecasting and Social Change 74:1282-95

Ängqvist M. 2007. Vårlammsproduktion i Norrland – Går det? Fårskötsel 3:18-20 Öhman J, Asheim BT, Berger S, Hansen F, Vartiainnen P, Åqvist A-A.

1994.Traditioner i Nordisk kulturgeografi. Stockholm: Graphic Systems Öhman J. 2006 Pluralism and criticism in environmental education and education

for sustainable development: a practical understanding. Environmental Education Research 12 149-63

Öhman J, Östman L. 2008. Clarifying the Ethical Tendency in Education for Sustainable Development Practice: A Wittgenstein-Inspired Approach. Canadian Journal of Environmental Education 13 (1):57-72

119

Östergard E. 2009. The teacher education guiding project: Collaborative action research from an essentialist‘s persepctive. Oslo, Norway: University of Life Science

Östman L. 2003. Nationell och internationell miljödidaktisk forskning: En forskningsöversikt, Pedagogiska institutionen, Uppsala

Internet http://sahel.ees.ufl.edu.http://sahel.ees.ufl.edu/frame_database_resources_test.php?s

earch_type=basic&country=SWE. Åtkomst. 20110126 http://sverigesradio.se/sida/artikel.aspx?programid=406&artikel=4174800 Åtkomst.

20110325 www2.jordbruksverket.se/webdav/files/SJV/trycksaker/Pdf_ovrigt/ovr206.pdf

Åtkomst. 20100622 www.crafoordprize.se.

http://www.crafoordprize.se/download/18.52012ccf12dfed3d5b4800011696/crafoord_price_82_11.pdf Åtkomst. 20101002

www.ekonomifakta.se. 2010. Sysselsättningsutveckling Åtkomst. 20100712 www.fao.org.

http://www.fao.org/fileadmin/templates/wsfs/docs/expert_paper/How_to_Feed_the_World_in_2050.pdf. Åtkomst. 20100913

www.heidelbergcement.com/se. 2010. Åtkomst. 20100610 www.jordbruksverket.se.2011.http://www.jordbruksverket.se/amnesomraden/stod/m

iljoersattningar/ekologiskproduktion/villkorforalla.4.7850716f11cd786b52d8000511.html. Åtkomst. 20100224

www.livsmedel.org/naringsvarde. 2010. Åtkomst. 20100617 www.miljoforskning.formas.se. 2010. Åtkomst 20100814 www.monier.se/produkter/soek-takprodukter/details/product/vittinge%2520t11-

taktegel-taktegel%2520t11-420.html Åtkomst. 20110112 www.regeringen.se/sb/d/6502. 2006. Indikatorer för hållbar utveckling. Åtkomst.

20081217 www.schwartzstiftelse.se. 2007 - 2010. Klimatsmart lantbruk - hållbara lösningar för

framtiden. Åtkomst. 20110325 www.sjv.se/nyhetsarkiv/nyheter/antaletkvinnorinomjordbruketokar.5.694182f211c9

9670d3c80004957.html Åtkomst.20110323 www.smhi.se. Åtkomst. 20100531 www.spannex.se.Åtkomst. 20100608 www.teokonsult.se/plat/trp/plat1100.htm Åtkomst. 20100615 Muntlig information Höglund B, Höglund C. Lantbrukarna på gården där fallstudien har utförts. 2009-

2010. Trönö. Sverige.

121

Bila

ga 1

. Pre

sent

atio

n av

de

olik

a dr

iftsf

orm

erna

Sc

enar

io

N

uvar

ande

dri

ft

Eko

logi

sk p

rodu

ktio

n K

onve

ntio

nell

prod

uktio

n A

real

(ha)

Sp

annm

åls-

od

ling

-

- -

Fode

rval

l

11,3

11

,3

11,3

B

etes

vall

8,06

15

1 15

2 M

ed sä

rski

lda

värd

en e

nlig

t EU

:s

stöd

regl

er

2,2

2,2

2,2

Fäbo

dbet

e be

räkn

at u

tifrå

n dj

uren

hete

r 10

0

- -

Fäbo

dbet

e be

räkn

at u

tifrå

n be

tesb

ehov

14

-

- Sk

ogsb

ete

4

4 -

Skog

-

- -

Övr

ig m

ark,

kär

r

0,5

0,5

-

Arr

onde

ring

Uts

prid

d

Uts

prid

d U

tspr

idd

När

het t

ill fä

bod

Jäm

tland

-

- B

esät

tnin

g

Get

ter (

anta

l) 48

48

48

Få

r (an

tal)

22

22 (k

orsn

inga

r)

22 (k

orsn

inga

r)

Fode

rsta

t får

G

rovf

oder

hö

kg /d

ag

1,

7 1,

7 1,

5

Kra

ftfod

er k

g /ta

cka/

dag

vid

lam

ning

0,

7 0,

7 1

Kra

ftfod

eråt

gång

per

lam

m (k

g)

50 3

64

1 B

esät

tnin

gens

bet

esbe

hov

Rud

by-M

artin

L. 2

006.

Får

på

bete

. Jön

köpi

ng: J

ordb

ruks

verk

et

2 Bes

ättn

inge

ns b

etes

beho

v Ib

id.

3 Äng

qvis

t M. 2

007.

Vår

lam

msp

rodu

ktio

n i N

orrla

nd –

Går

det

? Få

rskö

tsel

3:1

8-20

122

Fode

rsta

t get

G

rovf

oder

hö

kg/d

ag4

1,2

1,2

0,

9

kg T

S K

raftf

oder

/get

/dag

vid

kill

ing5

0,6

0,7

1,

4

Span

nmål

spro

dukt

ion

kg K

raftf

oder

(3

ha k

orn

elle

r hav

re x

250

0 kg

/ha)

-

- -

Gro

vfod

erbe

hov

tota

lt, k

g

2

3 00

0 (2

30dg

r x48

get

ter x

1,

2kg

+ 23

0 dg

r x 2

2 få

r x

1,7k

g)

20 0

00 (2

30 d

gr x

48

gette

r x

0,9

kg +

230

dgr

x 2

2 få

r x 1

,5

kg)

KF

inkö

p (k

g)

20

00 (F

årfo

r)

5000

(40%

hav

re, 2

0% k

orn,

18

% ä

rter,

10%

raps

mjö

l, 8%

be

tfor,

3% ra

psfr

ö sa

mt 1

%

mel

ass)

6

7000

(17%

Soj

a 7%

Bet

for

2% M

iner

aler

74

% S

pann

mål

(Kor

n/H

avre

)7

Själ

vför

sörj

ning

sgra

d fo

der

(%)

Gro

vfod

er

10

0 10

0 10

0

Kra

ftfod

er

0

0 0

Prod

uktio

n

M

jölk

(l/g

et/å

r)

85

1000

12

00

Mjö

lk to

tal å

rspr

oduk

tion

(l)

4100

50

000

60

000

O

st (k

g)

750

9 00

0 11

000

La

mm

vikt

i kg

/tack

a 27

40

55

8 La

mm

och

fårk

ött t

otal

t (kg

) 60

0 88

0 12

00

Kill

ingk

ött (

kg)

300

500

500

Ull

(kg)

34

,5

50

50

4 B

erne

s G

, Cor

nell

B. 1

993.

Ens

ilage

elle

r hö

i en

Kra

v-an

pass

ad f

oder

stat

för

get

ter.

In R

öbäc

ksda

len

med

dela

r, ed

. Afh

LiJ

län:

SLU

, Ins

titut

ione

n fö

r no

rrlä

ndsk

jord

bruk

svet

ensk

ap

5 Ibid

. 6 Ib

id.

7 Äng

qvis

t M. 2

007.

Vår

lam

msp

rodu

ktio

n i N

orrla

nd –

Går

det

? Få

rskö

tsel

3:1

8-20

8 L

öfqu

ist I

. 200

6. A

vels

arbe

te i

fårb

esät

tnin

gen

för n

ysta

rtare

. Hus

hålln

ings

sälls

kape

t Kris

tians

tad

ww

w.h

ush.

se/l

123

Lam

msk

inn

(ant

al)

30

30

30

Livd

jur f

år (a

ntal

) 2

2 2

Livd

jur g

et (a

ntal

) 13

13

13

Li

vstid

gen

omsn

ittlig

får o

ch g

et (å

r)

7 6

6 G

rovf

oder

skör

d (k

gTs/

ha)

Hös

ilage

4000

9 48

00 (u

ppsk

atta

t)

H

ö

3000

10

3600

11

Gro

vfod

ersk

örd

tota

lt (k

g)

Hös

ilage

25

000

25

200

+ 5

000=

30

200

(6,3

ha

+ 2:

a sk

örd

på c

a 5h

a)

30 2

40 +

10

000

= 40

240

(6,3

ha

+ 2

:a sk

örd

på c

a 5h

a)

H

ö 80

000

15

000

(5ha

) 18

000

(5ha

) B

yggn

ader

eko

nom

i

Enkl

a

Funk

tione

lla o

ch e

nkla

för

god

arbe

tsm

iljö

och

djur

häls

a.

Funk

tione

lla o

ch e

nkla

för g

od

arbe

tsm

iljö

och

djur

häls

a.

Nyt

t get

- och

fårh

us

- 18

0 m

2 va

rav

mjö

lkru

m

10m

2 (2

m2 /g

et +

kill

ing

på

djup

strö

bädd

, 3m

2 /får +

la

mm

på

djup

strö

bädd

)12

180

m2 va

rav

mjö

lkru

m 1

0m2 (2

m

2 /get

+ k

illin

g på

dj

upst

röbä

dd, 3

m2 /få

r + la

mm

på

dju

pströ

bädd

) 13

M

ejer

i B

ra st

anda

rd

Bra

stan

dard

B

ra st

anda

rd

Tek

nik

Enke

l och

fu

nktio

nell.

Pl

astn

ing

och

stor

baln

ing

hyrs

in.

God

och

funk

tione

ll.

Plas

tnin

g oc

h st

orba

lnin

g hy

rs in

.

Ava

ncer

ad. P

last

ning

och

st

orba

lnin

g hy

rs in

.

9 Jo

hans

son

C. 1

997.

Gro

vfod

ersk

örd

i eko

logi

sk o

dlin

g ed

. L Ö

ster

götla

nd. L

inkö

ping

10

Ibid

. 11

Ane

rud

K, H

ögbo

rg E

, Joh

anss

on L

, Kro

eker

G, L

arss

on A

, Nils

son

P-Å

. 197

8. V

äxto

dlin

gens

gru

nder

. Bor

ås: L

Ts fö

rlag

12 A

nder

sson

F, N

orrb

om S

, Sta

bo S

, Gus

afss

on Y

. 200

5. B

yggn

ader

för l

amm

prod

uktio

n. In

Jor

dbru

ksin

form

atio

n ed

. S Jo

rdbr

uksv

erk

13 Ib

id.

125

Bila

ga 2

. Bed

ömni

ngsm

atri

s för

eko

syst

emtj

änst

er

V

ärde

ring

av la

ntbr

uksv

erks

amhe

tens

inve

rkan

på

ekos

yste

mtjä

nste

rs st

atus

. V

erks

amhe

tens

in

verk

an

Inve

rkar

neg

ativ

t på

ekos

yste

mtj

änst

ens s

tatu

s

Inve

rkar

pos

itivt

på

ekos

yste

mtj

änst

ens s

tatu

s

Skal

a

1 2

3 4

5 • P

rodu

cera

nde

ekos

yste

mtj

änst

er

Mjö

lk/o

st

Myc

ket l

åg p

rodu

ktio

n

Låg

prod

uktio

n

Med

elm

åttig

pro

dukt

ion

H

ög p

rodu

ktio

n

Myc

ket h

ög p

rodu

ktio

n

Köt

t M

ycke

t låg

pro

dukt

ion

Lå

g pr

oduk

tion

M

edel

måt

tig p

rodu

ktio

n

Hög

pro

dukt

ion

M

ycke

t hög

pro

dukt

ion

U

ll

Myc

ket l

åg p

rodu

ktio

n Lå

g pr

oduk

tion

M

edel

måt

tig p

rodu

ktio

n

Hög

pro

dukt

ion

M

ycke

t hög

pro

dukt

ion

Sk

inn

M

ycke

t låg

pro

dukt

ion

Låg

prod

uktio

n

Med

elm

åttig

pro

dukt

ion

H

ög p

rodu

ktio

n

Myc

ket h

ög p

rodu

ktio

n

Gen

etis

k m

ångf

ald

Myc

ket l

åg p

rodu

ktio

n Lå

g pr

oduk

tion

M

edel

måt

tig p

rodu

ktio

n

Hög

pro

dukt

ion

M

ycke

t hög

pro

dukt

ion

M

otiv

erin

g Ve

rksa

mhe

ten

drar

min

imal

nyt

ta a

v ek

osys

tem

ets f

örm

åga

att g

ener

era

orga

nisk

a pr

oduk

ter.

Få

art

er, r

aser

och

sort

er i

prod

uktio

nen.

Ve

rksa

mhe

ten

drar

opt

imal

nyt

ta a

v ek

osys

tem

ets f

örm

åga

att g

ener

era

orga

nisk

a pr

oduk

ter.

Mån

ga o

lika

arte

r, ra

ser o

ch

sort

er i

prod

uktio

nen.

• R

egle

rand

e ek

osys

tem

tjän

ster

Vat

tenr

enin

g

Förs

vaga

r sys

tem

ets

vatte

nren

ade

förm

åga

myc

ket.

Förs

vaga

r sys

tem

ets

vatte

nren

ande

förm

åga

någo

t.

Var

ken

stär

ker e

ller f

örsv

agar

sy

stem

ets v

atte

nren

ande

fö

rmåg

a.

Stär

ker s

yste

met

s va

ttenr

enan

de fö

rmåg

a nå

got.

Stär

ker s

yste

met

s va

ttenr

enan

de fö

rmåg

a m

ycke

t. M

otiv

erin

g U

tslä

pp a

v st

ora

män

gder

när

ings

ämne

n oc

h av

fall.

Inga

åtg

ärde

r för

att

förh

indr

a lä

ckag

e av

milj

öfar

liga

kem

iska

äm

nen.

In

ga u

tslä

pp a

v nä

ring

säm

nen

och

avfa

ll.

Aktiv

a åt

gärd

er fö

r att

rena

elle

r hål

la re

nt d

e va

tten

som

cir

kule

rar i

syst

emet

.

Klim

atre

gler

ing

Bid

rar m

ycke

t till

den

gl

obal

a up

pvär

mni

ngen

, ge

nom

uts

läpp

av

en st

or

män

gd v

äxth

usga

ser.

Bid

rar n

ågot

till

den

glob

ala

uppv

ärm

ning

en,

geno

m u

tslä

pp a

v en

vis

s m

ängd

väx

thus

gase

r.

Var

ken

sänk

er e

ller ö

kar d

en

glob

ala

uppv

ärm

ning

en.

Inge

n in

verk

an p

å m

ängd

en

växt

husg

aser

i at

mos

färe

n.

Bid

rar t

ill e

n vi

ss

sänk

nig

av d

en g

loba

la

uppv

ärm

ning

en g

enom

at

t sys

tem

et ta

r upp

vä

xthu

sgas

er.

Bid

rar t

ill e

n st

or

sänk

nig

den

glob

ala

uppv

ärm

ning

en g

enom

at

t sys

tem

et ta

r upp

en

stor

män

gd

växt

husg

aser

. M

otiv

erin

g St

or a

ndel

idis

slar

e (C

H4 –

uts

läpp

).

Lite

n an

del i

diss

lare

(CH

4 – u

tslä

pp).

Bygg

er

126

Uta

rmar

jord

ens m

ullh

alt (

frig

ör C

O2)

geno

m li

ten

ande

l val

l i v

äxtfö

ljden

, st

allg

ödse

l och

ann

an o

rgan

isk

tillfö

rsel

. St

or m

ängd

kon

stgö

dsel

i pr

oduk

tione

n (N

2O).

Bidr

ar ti

ll av

skog

ning

.

Ny

mar

k up

podl

as.

up

p jo

rden

s mul

lhal

t (bi

nder

in C

O2 s

om C

) ge

nom

stor

and

el v

all i

väx

tföljd

en,

stal

lgöd

sel o

ch a

nnan

org

anis

k til

lförs

el.In

ge

kons

tgöd

sel i

pro

dukt

ione

n.

Åter

besk

ogar

mar

ken.

In

gen

ny m

ark

odla

s upp

.

Polli

neri

ng

Förs

vaga

r sys

tem

ets

polli

nerin

gsfö

ruts

ättn

inga

r m

ycke

t.

Förs

vaga

r sys

tem

ets

polli

nerin

gsfö

ruts

ättn

ing

ar n

ågot

.

Var

ken

stär

ker e

ller f

örsv

agar

sy

stem

ets

polli

nerin

gsfö

ruts

ättn

inga

r.

Stär

ker s

yste

met

s po

lline

rings

föru

tsät

tnin

gar

någ

ot.

Stär

ker s

yste

met

s po

lline

rings

föru

tsät

tnin

gar

myc

ket.

Mot

iver

ing

Låg

mån

gfal

d av

bio

tope

r och

art

er.

Hög

anv

ändn

ings

grad

av

pest

icid

er.

H

ög m

ångf

ald

av b

ioto

per o

ch a

rter

. Lå

g an

vänd

ning

sgra

d av

pes

ticid

er.

Bio

logi

sk r

egle

ring

av

sjuk

dom

ar o

ch

skad

eorg

anis

mer

.

Förs

vaga

r sys

tem

ets

föru

tsät

tnin

gar a

tt re

gler

a sj

ukdo

mar

och

sk

adeo

rgan

ism

er m

ycke

t.

Förs

vaga

r sys

tem

ets

föru

tsät

tnin

gar a

tt re

gler

a sj

ukdo

mar

och

sk

adeo

rgan

ism

er n

ågot

.

Var

ken

stär

ker e

ller f

örsv

agar

sy

stem

ets f

örut

sättn

inga

r att

regl

era

sjuk

dom

ar o

ch

skad

eorg

anis

mer

.

Stär

ker s

yste

met

s fö

ruts

ättn

inga

r att

regl

era

sjuk

dom

ar o

ch

skad

eorg

anis

mer

någ

ot.

Stär

ker s

yste

met

s fö

ruts

ättn

inga

r att

regl

era

sjuk

dom

ar o

ch

skad

eorg

anis

mer

m

ycke

t. M

otiv

erin

g H

ög d

jurt

äthe

t M

ycke

t lite

n pr

opor

tion

av e

coto

ner g

enom

ex

empe

lvis

stor

a fä

lt, lå

g an

del f

ältk

ante

r i

förh

ålla

nde

till f

älty

ta, f

å bi

otop

er, e

nbar

t tä

ckdi

ken,

inge

t öpp

et v

atte

n i d

amm

ar. L

åg

biol

ogis

k m

ångf

ald

Lå

g dj

urtä

thet

. Myc

ket s

tor p

ropo

rtio

n av

eco

tone

r gen

om e

xem

pelv

is sm

å fä

lt,

stor

and

el fä

ltkan

ter i

förh

ålla

nde

till

fälty

ta, m

ånga

småb

ioto

per,

öppe

t va

tten

i dik

en o

ch d

amm

ar.

Hög

bio

logi

sk m

ångf

ald.

•U

nder

stöd

jand

e ek

osys

tem

tjän

ster

Kvä

vets

kre

tslo

pp

Öka

r kvä

velä

ckag

et ti

ll om

krin

glig

gand

e va

ttene

kosy

stem

myc

ket.

Öka

r kvä

velä

ckag

et

någo

t till

om

krin

glig

gand

e va

ttene

kosy

stem

.

Med

verk

ar v

arke

n til

l kv

äver

eten

tion

elle

r öka

t kv

ävel

äcka

ge ti

ll om

krin

glig

gand

e va

ttene

kosy

stem

.

Med

verk

ar ti

ll en

vis

s kv

äver

eten

tion

från

om

krin

glig

gand

e va

ttene

kosy

stem

.

Med

verk

ar ti

ll en

stor

kv

äver

eten

tion

från

om

krin

glig

gand

e va

ttene

kosy

stem

.

Mot

iver

ing

Hög

nyt

tjand

egra

d av

kon

stgö

dsel

. Hög

127

djur

täth

et. O

prof

essi

onel

l han

teri

ng a

v or

gani

sk g

ödse

l och

avf

all.

Stor

and

el

obev

uxna

are

aler

. Mar

kber

edni

ng v

id

fela

ktig

a tid

punk

ter p

å år

et. I

nga

kant

zone

r run

t sjö

ar o

ch v

atte

ndra

g. I

nga

fång

gröd

or, v

åtm

arke

r elle

r vat

tend

rag.

Inge

n ko

nstg

ödse

l. Lå

g dj

urtä

thet

. Pr

ofes

sion

ell h

ante

ring

av

orga

nisk

göd

sel

och

avfa

ll. M

ajor

itete

n av

are

alen

bev

uxen

. M

arkb

ered

ning

vid

läm

plig

a tid

punk

ter p

å år

et. K

antz

oner

runt

sjöa

r och

vat

tend

rag

har

anla

gts.

Fång

gröd

or, v

åtm

arke

r och

va

ttend

rag

som

tar u

pp e

v. k

väve

läck

age.

Fo

sfor

ns k

rets

lopp

Ö

kar f

osfo

rläck

aget

till

omkr

ingl

igga

nde

vatte

neko

syst

em v

äldi

gt

myc

ket.

Öka

r fos

forlä

ckag

et

myc

ket t

ill

omkr

ingl

igga

nde

vatte

neko

syst

em.

Öka

r fos

forlä

ckag

et n

ågot

till

omkr

ingl

igga

nde

vatte

neko

syst

em.

Öka

r fos

forlä

ckag

et

min

imal

t till

om

krin

glig

gand

e va

ttene

kosy

stem

.

Med

verk

ar e

j till

någ

ot

fosf

orlä

ckag

e til

l om

krin

glig

gand

e va

ttene

kosy

stem

. M

otiv

erin

g H

ög n

yttja

ndeg

rad

av k

onst

göds

el. H

ög

djur

täth

et. O

prof

essi

onel

l han

teri

ng a

v or

gani

sk g

ödse

l och

avf

all.

Stor

and

el

obev

uxna

are

aler

. Mar

kber

edni

ng v

id

fela

ktig

a tid

punk

ter p

å år

et. I

nga

kant

zone

r run

t sjö

ar o

ch v

atte

ndra

g. In

ga

fång

gröd

or, v

åtm

arke

r elle

r vat

tend

rag.

In

gen

kons

tgöd

sel.

Låg

djur

täth

et.

Prof

essi

onel

l han

teri

ng a

v or

gani

sk g

ödse

l oc

h av

fall.

Maj

orite

ten

av a

real

en b

evux

en.

Mar

kber

edni

ng v

id lä

mpl

iga

tidpu

nkte

r på

året

. Odl

ing

av få

nggr

ödor

och

kan

tzon

er

runt

sjöa

r och

vat

tend

rag

har a

nlag

ts.

Fång

gröd

or, v

åtm

arke

r och

vat

tend

rag

som

ta

r upp

ev.

fosf

orlä

ckag

e.

Ero

sion

M

edve

rkar

i hö

g gr

ad ti

ll er

osio

n.

Med

verk

ar n

ågot

till

eros

ion.

V

arke

n st

ärke

r sys

tem

ets

förm

åga

till b

iost

abili

tet e

ller

med

verk

ar ti

ll er

osio

n.

Stär

ker s

yste

met

s fö

rmåg

a at

t bi

osta

bilis

era

jord

en

någo

t.

Stär

ker s

yste

met

s fö

rmåg

a at

t bi

osta

bilis

era

jord

en

myc

ket.

Mot

iver

ing

Inte

nsiv

mar

kber

edni

ng. S

tor a

ndel

ob

evux

en m

ark.

Inga

ero

sion

smot

verk

ande

åt

gärd

er.

Fö

rsik

tig m

arkb

ered

ning

. Maj

orite

ten

av

mar

ken

bevu

xen.

Ero

sion

smot

verk

ande

åt

gärd

er v

id b

ehov

.

Jord

ens b

ördi

ghet

Fö

rsva

gar j

orde

ns b

ördi

ghet

m

ycke

t. Fö

rsva

gar j

orde

ns

börd

ighe

t någ

ot.

Var

ken

stär

ker e

ller f

örsv

agar

jo

rden

s bör

digh

et.

Stär

ker j

orde

ns

börd

ighe

t någ

ot.

Stär

ker j

orde

ns

börd

ighe

t myc

ket.

Mot

iver

ing

Stor

mar

kpac

knin

g. U

tarm

ar jo

rden

s m

ullh

alt g

enom

lite

n an

del v

all i

vä

xtfö

ljden

bor

todl

ing

av jo

rden

s or

gani

ska

mat

eria

l och

när

ings

ämne

n,

sam

t bor

tförs

el a

v ha

lm.

In

gen

mar

kpac

knin

g. B

ygge

r upp

jord

ens

mul

lhal

t gen

om st

or a

ndel

val

l i v

äxtfö

ljden

, ba

lans

erad

tillf

örse

l av

orga

nisk

t mat

eria

l oc

h nä

ring

säm

nen.

• Kul

ture

lla

128

ekos

yste

mtj

änst

er

Est

etis

ka v

ärde

n B

idra

r i h

ög g

rad

till e

n fö

rsäm

ring

av e

stet

iska

vä

rden

.

Bid

rar i

vis

s gra

d til

l en

förs

ämrin

g av

est

etis

ka

värd

en.

Var

ken

förb

ättra

r elle

r fö

rsäm

rar d

e es

tetis

ka

värd

ena.

Bid

rar n

ågot

till

en

förb

ättri

ng a

v es

tetis

ka

värd

en.

Bid

rar i

hög

gra

d til

l en

förb

ättri

ng a

v es

tetis

ka

värd

en.

Mot

iver

ing

Min

skar

kul

turl

ands

kape

ts u

tbre

dnin

g oc

h kv

alite

t myc

ket.

Inge

n fä

bod,

inge

n gå

rdsf

örsä

ljnin

g, m

indr

e le

vand

e la

ndsb

ygd.

St

ärke

r kul

turl

ands

kape

ts h

ållb

arhe

t och

kv

alite

t myc

ket.

Aktiv

fäbo

d, le

vand

e la

ndsb

ygd.

Rek

reat

ion

B

idra

r i h

ög g

rad

till e

n fö

rsäm

ring

av

rekr

eatio

nsm

öjlig

hete

r, so

cial

verk

sam

het o

ch

skap

ande

av

möt

espl

atse

r.

Bid

rar i

vis

s gra

d til

l en

förs

ämrin

g av

re

krea

tions

möj

lighe

ter,

soci

alve

rksa

mhe

t och

sk

apan

de a

v m

ötes

plat

ser.

Bid

rar v

arke

n til

l en

förb

ättri

ng e

ller e

n fö

rsäm

ring

av

rekr

eatio

nsm

öjlig

het,

soci

al

verk

sam

het e

ller s

kapa

nde

av

möt

espl

atse

r.

Bid

rar n

ågot

till

en

förb

ättri

ng a

v re

krea

tions

möj

lighe

ter,

soci

alve

rksa

mhe

t och

sk

apan

de a

v m

ötes

plat

ser.

Bid

rar i

hög

gra

d til

l en

förb

ättri

ng a

v re

krea

tions

möj

lighe

ter,

soci

alve

rksa

mhe

t och

sk

apan

de a

v m

ötes

plat

ser.

Mot

iver

ing

Inge

n fä

bod,

inge

n gå

rdsf

örsä

ljnin

g,

min

dre

leva

nde

land

sbyg

d, lå

g bi

olog

isk

mån

gfal

d o.

likn.

Ak

tiv fä

bod,

leva

nde

land

sbyg

d,

gård

sför

säljn

ing

hög

biol

ogis

k m

ångf

ald

o.lik

n.

129

Bila

ga 3

. Not

er ti

ll ta

bell

5.

Lok

al fö

rnye

lseb

ar r

esur

s R

Not

1 So

lljus

, J

Årli

g en

ergi

=

(årli

g in

strå

lnin

g pe

r yt

enhe

t) (a

real

) (1

0000

)(1-

albe

do)

(Bra

ndt-W

illia

ms 2

002)

In

strå

lnin

g

3,39

E+06

J/

m2 /å

r (B

jörk

lund

200

0)

A

rea

4,00

E+01

ha

A

lbed

o 0,

25

(Bjö

rklu

nd 2

000)

Årli

g en

ergi

1,

02E+

12

J

Tr

ansf

orm

itet,

per d

efin

ition

1

SeJ/

J (O

dum

199

6)

2 V

ind,

kin

etis

k en

ergi

, J

Årli

g en

ergi

=

(ene

rgi p

er a

rea)

(are

al)(

1000

0)

Are

a 40

ha

En

ergi

/yta

3,

97E+

06

J/m

2 /år

(Bjö

rklu

nd, 2

000)

Tota

l ene

rgi

1,59

E+12

J/

år

Tran

sfor

mite

t x

1,68

(f

ör

uppr

äkni

ng

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

2,52

E+03

Se

j/J

(H.T

. Odu

m, 1

996)

3 R

egn,

kem

isk

ener

gi

Å

rlig

ener

gi=

(ned

erbö

rd)(

dens

itet)(

Gib

bs fr

ia e

nerg

i)(ar

eal)(

1000

0)

N

eder

börd

0,

6 m

/m2 /å

r (w

ww

.smhi

.se)

A

real

40

ha

D

ensi

tet v

atte

n 1,

00E+

06

g/m

3

En

ergi

inne

håll

per g

(Gib

bs fr

ia e

nerg

i i re

gnva

ttten

)

4,94

J/

g (H

.T. O

dum

, 199

6)

Å

rlig

ener

gi

1,19

E+12

J/

år

130

Tr

ansf

orm

itet

x 1,

68

(för

up

präk

ning

til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

3,

06E+

04

Sej/J

(H

.T. O

dum

, 199

6, p

. 82)

4 V

ed

Årli

g en

ergi

= (v

olym

ved

)(de

nsite

t)(en

ergi

inne

håll)

V

edko

nsum

tion

15

m

3

Den

site

t 4,

25E+

05

g/m

3 (H

åkan

sson

, Ste

ffen

, & F

orsh

ed, 1

994)

En

ergi

inne

håll

1,

40E+

04

J/g

(Mör

tste

dt &

Hel

lste

n, 1

994)

Å

rlig

ener

gi

8,93

E+10

J

Tr

ansf

orm

itet

mat

eria

l x

1,68

(f

ör

uppr

äkni

ng

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

1,60

E+04

Se

j/J

(Doh

erty

, Nils

son,

& O

dum

, 200

2, p

. 63)

Lok

al ic

ke fö

rnye

lseb

ar r

esur

s (N

)

5 N

etto

förlu

st a

v jo

rd, o

rgan

iskt

mat

eria

l

Årli

g en

ergi

= (f

örlu

st p

er a

rea)

(are

al)(

ande

l org

anis

kt m

ater

ial)(

ener

giin

nehå

ll)

Net

tofö

rlust

för v

all

82

5000

g/

ha/å

r (A

lströ

m &

Åke

rman

, 199

2)

Are

al v

all

35,4

ha

And

el o

rgan

iskt

mat

eria

l (O

M)

6,00

E-02

(per

com

Birg

itta

och

Cal

le)(

Lal,

2001

) En

ergi

inne

håll

J/g

orga

nisk

a m

ater

ial (

OM

) 22

604,

4 J/

g (H

.T. O

dum

, 199

6, p

. 80)

Å

rlig

ener

gi

3,96

E+10

J

Tr

ansf

orm

itet

x 1,

68

(för

up

präk

ning

til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

1,

24E+

05

Sej/J

(H

.T. O

dum

, 199

6, p

. 310

)

Imor

tera

d fö

rnye

lseb

ar re

surs

FR

6

Trä

i byg

gnad

er, s

tolp

ar, f

ör u

nder

håll

och

prod

uktio

n

Årli

g en

ergi

= (f

örbr

ukni

ng)(

ener

giin

nehå

ll)

V

ikts

åtgå

ng

1,38

E+06

g

(per

com

Birg

itta

och

Cal

le)

Ener

giin

nehå

ll

2,05

E+04

J/

g (D

oher

ty, e

t al.,

200

2)

Årli

g en

ergi

2,

83E+

10

J

131

Tran

sfor

mite

t x

1,68

(f

ör

uppr

äkni

ng

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

5,44

E+04

Se

j/J

(Doh

erty

, et a

l., 2

002)

7 El

Årli

g en

ergi

=

(för

bruk

ning

)(en

ergi

inne

håll)

Förb

rukn

ing

1,

60E+

04

kWh/

år

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

Ener

giin

nehå

ll

3,60

E+06

J/

kWh

Å

rlig

ener

gi

5,76

E+10

J

V

arav

56,

7% f

örny

else

bar

3,27

E+10

J

(Ene

rgim

yndi

ghet

en, 2

010)

Tr

ansf

orm

itet

x 1,

68

(för

up

präk

ning

til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

2,

00E+

05

Sej/J

(B

jörk

lund

, 200

0)

8 R

ekry

terin

g ge

tter

Å

rlig

ener

gi=

(rek

ryte

ring)

(ene

rgiin

nehå

ll)

R

ekry

terin

g ge

t (4

8 ge

tter

x 40

kg)

/7år

(ge

nom

snitt

lig

livst

id)

Stan

nar i

nom

syst

emgr

änse

n 27

4 K

g/år

Ener

giin

nehå

ll 7,

41E+

06

J/kg

(C

ampb

ell,

Bra

ndt-W

illia

ms,

& M

eisc

h, 2

005)

Å

rlig

ener

gi=

2,03

E+09

J

R

ekry

terin

g bo

ck (1

st b

ock

x 45

kg)

/2 å

r (br

ukni

ngst

id)

22,5

K

g/år

Ener

giin

nehå

ll 7,

41E+

06

J/kg

(C

ampb

ell,

Bra

ndt-W

illia

ms,

& M

eisc

h, 2

005)

Å

rlig

ener

gi

1,67

E+08

J

Tr

ansf

orm

itets

fakt

or x

1,6

8 (f

ör u

pprä

knin

g til

l bas

linje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

3,36

E+06

Se

j/J

(Jia

ng, e

t al.,

200

7; H

.T. O

dum

, 199

6, p

. 311

)

9 R

ekry

terin

g få

r (r

ekry

terin

g)(e

nerg

iinne

håll)

Årli

g en

ergi

=

Rek

ryte

ring

får

(22

får

x 5

5 kg

/7

år (

geno

msn

ittlig

liv

stid

). St

anna

r ino

m sy

stem

grän

sen

173

Kg/

år

Ener

giin

nehå

ll pe

r kg

7,

41E+

06

J/kg

(C

ampb

ell,

et a

l., 2

005)

132

Årli

g en

ergi

= 1,

28E+

09

J

R

ekry

terin

g ba

gge

(1st

bag

ge x

65k

g)/2

år (b

rukn

ings

tid)

32,5

kg

/år

En

ergi

inne

håll

per k

g

7,41

E+06

J/

kg

(Cam

pbel

l, et

al.,

200

5)

Årli

g en

ergi

2,

41E+

08

J

Tran

sfor

mite

t x

1,68

(f

ör

uppr

äkni

ng

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

3,36

E+06

Se

j/J

(Jia

ng, e

t al.,

200

7; H

.T. O

dum

, 199

6)

10

Arb

ete

A

rbet

e, se

rvic

e: h

ushå

llsin

köp

per å

r 36

000

kr

(per

com

Birg

itta

och

Cal

le)

va

rav

13%

förn

yels

ebar

46

80

kr

(Mar

gher

ita P

anzi

eri,

Mar

chet

tini,

& B

astia

noni

, 20

02;

Ulg

iati,

et a

l., 1

994)

Tr

ansf

orm

itet

x 1,

68

(för

up

präk

ning

til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

3,

01E+

11

Sej/S

EK

(Bjö

rklu

nd &

Joha

nsso

n, 2

010)

Arb

ete,

sam

hälle

ligt u

nder

stöd

, ber

äkna

t utif

rån

arbe

tstid

3,

60E+

03

h (w

ww

.sjv.

se, 2

008)

vara

v 13

% fö

rnye

lseb

ar

4,68

E+02

h

(Lag

erbe

rg, 1

999)

Tran

sfor

mite

t 1,

12E+

12

Sej/h

(M

artin

, et a

l., 2

006)

Im

port

erad

icke

förn

yels

ebar

res

urs (

F N)

11

Fä

rdig

fode

r till

får o

ch g

et (F

årfo

r)

Å

rlig

ener

gi=

(för

bruk

ning

)(en

ergi

inne

håll)

Förb

rukn

ing

20

00

Kg

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

Ener

giin

nehå

ll 1,

07E+

07

J/kg

La

ntm

änne

n fo

derin

fo

Årli

g en

ergi

2,

14E+

10

J

Tran

sfor

mite

t x

1,68

(f

ör

uppr

äkni

ng

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

1,06

E+05

Se

j/J

12

Gas

ol

Å

rlig

ener

gi =

(f

örbr

ukni

ng)(

ener

giin

nehå

ll)

Fö

rbru

knin

g

63

Kg/

år

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

133

Ener

giin

nehå

ll

5,53

E+07

J/

kg

(Ulg

iati,

et a

l., 1

994)

Å

rlig

ener

gi

3,48

E+09

J

Tran

sfor

mite

t x

1,68

(f

ör

uppr

äkni

ng

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

1,11

E+05

Se

j/J

(H

.T. O

dum

, 199

6)

13

Ben

sin

och

dies

el

Årli

g en

ergi

=

(för

bruk

ning

)(en

ergi

inne

håll)

Förb

rukn

ing

78

00

l/år

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

Ener

giin

nehå

ll

3,89

E+07

J/

l (B

astia

noni

, Cam

pbel

l, R

idol

fi, &

Pul

selli

, 20

09)

Årli

g en

ergi

3,

03E+

11

J/år

Tran

sfor

mite

t x

1,68

(f

ör

uppr

äkni

ng

till

basl

inje

n 15

,83E

+24

sej/å

r)

1,11

E+05

Se

j/J

(H.T

. Odu

m, 1

996)

14

El

Årli

g en

ergi

=

(för

bruk

ning

)(en

ergi

inne

håll)

Förb

rukn

ing

1,

60E+

04

kWh/

år

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

Ener

giin

nehå

ll

3,60

E+06

J/

kWh

Å

rlig

ener

gi

5,76

E+10

J

V

arav

43,

3% e

j för

nyel

seba

r 2,

49E+

10

J (E

nerg

imyn

digh

eten

, 201

0)

Tran

sfor

mite

t x

1,68

(f

ör

uppr

äkni

ng

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

2,00

E+05

Se

j/J

(Bjö

rklu

nd, 2

000)

15

Uts

äde

Årli

g en

ergi

=

(för

bruk

ning

)(en

ergi

inne

håll)

Förb

rukn

ing

35

0 kg

(p

er c

om H

öglu

nd &

Hög

lund

)

Ener

giin

nehå

ll

1,67

E+07

J/

kg

(Rót

olo,

et a

l., 2

007)

Å

rlig

ener

gi

5,85

E+09

J

Tr

ansf

orm

itet

x 1,

68

(för

up

präk

ning

til

l ba

slin

jen

3,81

E+05

Se

j/J

(Rót

olo,

et a

l., 2

007)

134

15,8

3E+2

4sej

/år)

16

La

mm

närin

g

Å

rlig

ener

gi =

(f

örbr

ukni

ng)(

ener

giin

nehå

ll)

Fö

rbru

knin

g

20

kg

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

Ener

giin

nehå

ll

2,10

E+07

J/

kg

(ww

w.sp

anne

x.se

) Å

rlig

ener

gi

4,20

E+08

J

Tr

ansf

orm

itet m

jölk

1,

29E+

06

Sej/J

(B

rand

t-Will

iam

s, 20

02)

17

Bet

ong

Årli

g fö

rbru

knin

g =

((vo

lym

)(de

nsite

t))/fö

rvän

tat l

ivsl

ängd

Män

gd

0,35

m

3 (p

er c

om H

öglu

nd &

Hög

lund

) de

nsite

t 2,

35E+

06

g/m

3 (w

ww

.hei

delb

ergc

emen

t.com

/se)

H

ållb

arhe

t 45

år

(B

uran

akar

n, 1

998,

p. 2

0)

Årli

g fö

rbru

knin

g 2,

E+04

g

Tr

ansf

orm

itet

x 1,

68

(för

up

präk

ning

til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

1,

23E+

09

Sej/g

(B

jörk

lund

, 200

0)

18

Salts

ten

Årli

g fö

rbru

knin

g 2,

40E+

04

g (p

er c

om H

öglu

nd &

Hög

lund

) Tr

ansf

orm

itet

x 1,

68

(för

up

präk

ning

til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

1,

68E+

09

Sej/g

(H

. T. O

dum

, 199

2) i

(Ulg

iati,

et a

l., 1

994)

19

Tege

ltak,

bon

ings

hus

Å

rlig

förb

rukn

ing

= ((

yta)

(vik

t per

yte

nhet

))/fö

rvän

tad

livsl

ängd

Y

ta

104

m2

D

ensi

tet

2,97

E+04

g/

m2

(ww

w.m

onie

r.se,

201

1)

Hål

lbar

het

50

år

(Hed

enst

edt,

2006

) Å

rlig

förb

rukn

ing

6,18

E+04

g

Tr

ansf

orm

itet

x

1,68

(f

ör

uppr

äkni

ng

till

basl

inje

n 3,

73E+

09

sej/g

(B

uran

akar

n, 1

998,

p. 4

8)

135

15,8

3E+2

4sej

/år)

20

St

ål

Å

rlig

förb

rukn

ing

= (m

ängd

/förv

änta

d liv

slän

gd)+

(löpa

nde

årsf

örbr

ukni

ng)

Män

gd

2,20

E+05

g

(p

er c

om H

öglu

nd &

Hög

lund

) H

ållb

arhe

t 25

år

up

pska

ttat

Löpa

nde

årsf

örbr

ukni

ng

187,

5 g

Å

rlig

förb

rukn

ing

8,99

,E+0

3 g

Tr

ansf

orm

itet

x

1,68

(f

ör

uppr

äkni

ng

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

2,99

E+09

Se

j/g

(H.T

. Odu

m, 1

996;

Rót

olo,

et a

l., 2

007)

21

Min

eral

tills

kott

får o

ch g

et

Å

rlig

förb

rukn

ing

2,

00E+

05

g (p

er c

om H

öglu

nd &

Hög

lund

) Tr

ansf

orm

itet

x 1,

68

(för

up

präk

ning

til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

6,

89E+

09

Sej/g

(H

. T. O

dum

, 200

0) i

22

Plas

t

Årli

g fö

rbru

knin

g

2,27

E+05

g

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

Tran

sfor

mite

t x

1,71

(f

ör

uppr

äkni

ng

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

4,63

E+09

Se

j/g

(Cam

pbel

l, et

al.,

200

5)

23

Med

icin

Årli

g fö

rbru

knin

g

40

g (p

er c

om H

öglu

nd &

Hög

lund

) Tr

ansf

orm

itet

x 1,

71

(för

up

präk

ning

til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

4,

70E+

09

Sej/g

(C

ampb

ell,

et a

l., 2

005)

24

Mas

kine

r

Årli

g fö

rbru

knin

g =

(män

gd/fö

rvän

tad

livsl

ängd

)

Män

gd

1,40

E+07

g

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

Hål

lbar

hets

tid

15

år

(Sve

nsso

n, 1

987)

Å

rlig

förb

rukn

ing

9,31

,E+0

5 g

136

Tran

sfor

mite

t (se

rvic

e ex

klud

erad

) x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till b

aslin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

6,

89E+

09

Sej/g

(B

uran

akar

n, 1

998)

25

Plåt

Årli

g fö

rbru

knin

g =

(are

a)(d

ensi

tet))

/(för

vänt

ad li

vslä

ngd)

Män

gd 0

,4m

m

339,

65

m2

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

Män

gd 0

,2m

m

38,6

5 m

2 (p

er c

om H

öglu

nd &

Hög

lund

) D

ensi

tet 0

,4m

m

3200

g/

m2

(ww

w.te

okon

sult.

se)

Den

site

t 02,

mm

16

00

g/m

2 0,

5 x

ovan

H

ållb

arhe

t 30

år

(B

uran

akar

n, 1

998,

p. 2

0)

Årli

g fö

rbru

knin

g 3,

83,E

+04

g

Tran

sfor

mite

t x

1,71

(f

ör

uppr

äkni

ng

till

basl

inje

n 15

,83E

+24)

1,

01E+

10

Sej/g

(C

ampb

ell,

et a

l., 2

005)

26

Ros

tfritt

stål

Årli

g fö

rbru

knin

g =

(män

gd/fö

rvän

tad

livsl

ängd

) (p

er c

om H

öglu

nd &

Hög

lund

) M

ängd

1,

06E+

05

g

H

ållb

arhe

t 30

år

Årli

g fö

rbru

knin

g 4,

E+03

g

Tr

ansf

orm

itet

x 1,

710

(för

up

präk

ning

til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

1,

01E+

10

Sej/g

(B

uran

akar

n, 1

998;

Cam

pbel

l, et

al.,

200

5)

27

Red

skap

och

tekn

isk

utru

stni

ng

Å

rlig

förb

rukn

ing

= (m

ängd

/förv

änta

d liv

slän

gd)

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

Män

gd

1,02

E+06

g

H

ållb

arhe

t 10

Å

r up

pska

ttat

Årli

g fö

rbru

knin

g 1,

02E+

05

g

137

Tran

sfor

mite

t x

1,68

(f

ör

uppr

äkni

ng

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

1,13

E+10

Se

j/g

(Pan

zier

i, et

al.,

200

2) i

(Mar

tin, D

iem

ont,

Pow

ell,

Stan

ton,

& L

evy-

Tach

er, 2

006)

28

Färg

Årli

g fö

rbru

knin

g

1,00

E+04

g

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

Tran

sfor

mite

t (in

kl.

serv

ice)

x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

2,55

E+10

Se

j/g

(Bur

anak

arn,

199

8)

29

Arb

ete

Arb

ete,

serv

ice:

hus

hålls

inkö

p pe

r år

3600

0 kr

(p

er c

om B

irgitt

a oc

h C

alle

) va

rav

87%

icke

förn

yels

ebar

31

320

kr

Tr

ansf

orm

itet

x 1,

68

(för

up

präk

ning

til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

3,

01E+

11

Sej/S

EK

(Bjö

rklu

nd &

Joha

nsso

n, 2

010)

Arb

ete,

sam

hälle

ligt u

nder

stöd

, ber

äkna

t utif

rån

arbe

tstid

3,

60E+

03

h (w

ww

.sjv.

se, 2

008)

va

rav

87 %

ej f

örny

else

bar

3,13

E+03

h

(Lag

erbe

rg, 1

999)

Tr

ansf

orm

itet

1,12

E+12

se

j/h

(Mar

tin, e

t al.,

200

6)

30

Serv

ice

och

unde

rhål

l mas

kine

r och

tekn

isk

utru

stni

ng

Å

rlig

serv

ice

och

unde

rhål

l ((

inve

ster

ings

kost

nad

mas

kine

r oc

h te

knis

k ut

rust

ning

)/tid

fö

r av

skriv

ning

)+

(3%

* in

vest

erin

gsko

stna

d)

(Sve

nsso

n, 1

987)

Inve

ster

ings

kost

nad

4,

32E+

05

kr

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

Tid

för a

vskr

ivni

ng

15

år

(Ano

nym

ous,

1996

; Sve

nsso

n, 1

987)

Å

rlig

serv

ice

och

unde

rhål

l 4,

18E+

04

kr

Tr

ansf

orm

itet

x 1,

68

(för

up

präk

ning

til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

3,

0072

E+11

Se

j/SEK

(B

jörk

lund

& Jo

hans

son,

201

0)

31

Serv

ice

och

unde

rhål

l för

mat

eria

l

Årli

g se

rvic

e oc

h un

derh

åll

(årli

g ko

stna

d m

ater

ial)+

(inve

ster

ings

kost

nad

fårn

ät i

stå

l oc

h st

olp/

tid f

ör

138

avsk

rivni

ng)+

(inve

ster

ings

kost

nad

elst

ängs

el/ti

d fö

r avs

kriv

ning

) Å

rliga

ko

stna

der

för

mat

eria

l (u

tsäd

e,

öron

mär

ken,

m

iner

al, l

amm

närin

g, o

.dyl

.) 1,

76E+

04

Kr/å

r (p

er c

om H

öglu

nd &

Hög

lund

)

Inve

ster

ings

kost

nad

fårn

ät i

stål

och

stol

p.

1,13

E+04

K

r (p

er c

om H

öglu

nd &

Hög

lund

) In

vest

erin

gsko

stna

d el

stän

gsel

8,

90E+

03

kr

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

Tid

för a

vskr

ivni

ng st

olp

och

stål

fårn

ät

30

år

Ti

d fö

r avs

kriv

ning

els

täng

sel

10

år

Å

rlig

serv

ice

och

unde

rhål

l 1,

89E+

04

kr

Tr

ansf

orm

itet

x 1,

68

(för

up

präk

ning

til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

3,

0072

E+11

Se

j/SEK

(B

jörk

lund

& Jo

hans

son,

201

0)

Avk

astn

ing

(Y)

32

La

mm

kött

Årli

g en

ergi

prod

uktio

n=

(pro

dukt

ion)

(ene

rgiin

nehå

ll)

Pr

oduk

tion

6,

00E+

02

kg

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

Ener

giin

nehå

ll

2,09

E+07

J/

kg

(Ulg

iati,

et a

l., 1

994)

Å

rlig

ener

gipr

oduk

tion

1,25

E+10

J

33

G

etos

t och

vas

sle

Å

rlig

ener

gipr

oduk

tion=

(p

rodu

ktio

n)(e

nerg

iinne

håll)

Prod

uktio

n fä

rsko

st

480

kg

En

ergi

inne

håll

1,

24E+

07

J/kg

(w

ww

.livs

med

el.o

rg/n

arin

gsva

rde)

Pr

oduk

tion

hård

ost

270

kg

En

ergi

inne

håll

1,

52E+

07

J/kg

(w

ww

.livs

med

el.o

rg/n

arin

gsva

rde)

Pr

oduk

tion

vas

sle

(åte

ranv

änds

inom

syst

emgr

änse

n)

2,00

E+03

l

D

ensi

tet

1,00

E+03

g/

l

Ener

giin

nehå

ll

1,00

E+03

J/

g (S

HS,

198

5)

Årli

g en

ergi

prod

uktio

n av

vas

sle

2,00

E+09

J

139

Prod

uktio

n m

esos

t 1,

00E+

01

kg

En

ergi

inne

håll

1,

92E+

07

J/kg

(w

ww

.livs

med

el.o

rg/n

arin

gsva

rde)

Å

rlig

ener

gipr

oduk

tion

1,03

E+10

J

34

Sl

am fr

ån e

get r

enin

gsve

rk

Å

rlig

prod

uktio

n=

(vol

ym)(

voly

mvi

kt)

V

olym

9

m3

V

olym

vikt

7,

50E+

05

g/m

3 (w

ww

2.jo

rdbr

uksv

erke

t.se)

Å

rlig

prod

uktio

n 6,

75E+

06

g

Ener

giin

nehå

ll pe

r g T

S 1,

27E+

01

kJ/g

Ts

(Shi

zas &

Bag

ley,

200

4)

ener

giin

nehå

ll pe

r g v

åt sl

am

2,50

E+01

kJ

/g

Å

rlig

ener

gipr

oduk

tion

1,68

E+08

kJ

140

Bila

ga 4

. Not

er ti

ll ta

bell

7.

Lok

al fö

rnye

lseb

ar r

esur

s R

N

oter

1

Sollj

us, J

Å

rlig

ener

gi =

(å

rlig

inst

råln

ing

per y

tenh

et)(

area

l)(10

000)

(1-a

lbed

o)

(Bra

ndt-W

illia

ms 2

002)

Inst

råln

ing

3,

39E+

06

J/m

2 /år

(Bjö

rklu

nd 2

000)

Are

a 3,

30E+

01

ha

Alb

edo

0,25

(Bjö

rklu

nd 2

000)

Årli

g en

ergi

8,

39E+

11

J

Tr

ansf

orm

itet,

per d

efin

ition

1

SeJ/

J

(O

dum

199

6)

2 V

ind,

kin

etis

k en

ergi

, J

Årli

g en

ergi

=

(ene

rgi p

er a

rea)

(are

al)(

1000

0)

A

rea

33

ha

Ener

gi/y

ta

3,97

E+06

J/

m2 /å

r

(B

jörk

lund

, 200

0)

To

tal e

nerg

i 1,

31E+

12

J/år

Tr

ansf

orm

itet x

1,6

8 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

2,

52E+

03

Sej/J

(H

.T. O

dum

, 199

6)

3 R

egn,

kem

isk

ener

gi

Årli

g en

ergi

= (n

eder

börd

)(de

nsite

t)(G

ibbs

fria

ene

rgi)

(are

al) (

1000

0)

N

eder

börd

0,

6 m

/m2 /å

r

(w

ww

.smhi

.se)

A

real

33

ha

D

ensi

tet v

atte

n 1,

00E+

06

g/m

3

En

ergi

inne

håll

per g

(Gib

bs fr

ia e

nerg

i i

regn

vattt

en)

4,

94

J/g

(H.T

. Odu

m, 1

996)

Å

rlig

ener

gi

9,78

E+11

J/

år

141

Tr

ansf

orm

itet x

1,6

8 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

3,

06E+

04

Sej/J

(H

.T. O

dum

, 199

6, p

. 82)

4 V

ed

Årli

g en

ergi

= (v

olym

ved

)(de

nsite

t)(en

ergi

inne

håll)

vedk

onsu

mtio

n

15

m3

Den

site

t 4,

25E+

05

g/m

3

(H

åkan

sson

, Ste

ffen

, & F

orsh

ed, 1

994)

Ener

giin

nehå

ll

1,40

E+04

J/

g

(M

örts

tedt

& H

ells

ten,

199

4)

Å

rlig

ener

gi

8,93

E+10

J

Tran

sfor

mite

t mat

eria

l x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till b

aslin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

1,

60E+

04

Sej/J

(D

oher

ty, N

ilsso

n, &

Odu

m, 2

002,

p. 6

3)

Lok

al ic

ke fö

rnye

lseb

ar r

esur

s (N

)

5 N

etto

förlu

st a

v jo

rd, o

rgan

iskt

mat

eria

l

Å

rlig

ener

gi=

(för

lust

per

are

a)(a

real

)(an

del o

rgan

iskt

mat

eria

l)(en

ergi

inne

håll)

Net

tofö

rlust

för v

all

82

5000

g/

ha/å

r

(A

lströ

m &

Åke

rman

, 199

2)

A

real

val

l 28

,5

ha

And

el o

rgan

iskt

mat

eria

l (O

M)

6,00

E-02

(per

com

Birg

itta

och

Cal

le)(

Lal,

2001

)

Ener

giin

nehå

ll J/

g or

gani

ska

mat

eria

l (O

M)

2260

4,4

J/g

(H.T

. Odu

m, 1

996,

p. 8

0)

Å

rlig

ener

gi

3,19

E+10

J

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

1,24

E+05

Se

j/J

(H.T

. Odu

m, 1

996,

p. 3

10)

Inkö

pt fö

rnye

lseb

ar r

esur

s (F R

)

6 Tr

ä i b

yggn

ader

, sto

lpar

, för

und

erhå

ll oc

h pr

oduk

tion

Å

rlig

ener

gi=

(för

bruk

ning

)(en

ergi

inne

håll)

vikt

såtg

ång

1,49

E+06

g

142

En

ergi

inne

håll

2,

05E+

04

J/g

(Doh

erty

, et a

l., 2

002)

Årli

g en

ergi

3,

05E+

10

J

Tr

ansf

orm

itet x

1,6

8 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

5,

44E+

04

Sej/J

(D

oher

ty, e

t al.,

200

2)

7 El

Å

rlig

ener

gi =

(f

örbr

ukni

ng)(

ener

giin

nehå

ll)

Fö

rbru

knin

g (+

för m

jölk

ning

2 g

gr/d

ag)

1,70

E+04

kW

h/år

(p

er c

om H

öglu

nd &

Hög

lund

)

Ener

giin

nehå

ll

3,60

E+06

J/

kWh

Årli

g en

ergi

6,

12E+

10

J

V

arav

56,

7% f

örny

else

bar

3,47

E+10

J

(Ene

rgim

yndi

ghet

en, 2

010)

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

2,00

E+05

Se

j/J

(Bjö

rklu

nd, 2

000)

8 R

ekry

terin

g ge

tter

Årli

g en

ergi

= (r

ekry

terin

g)(e

nerg

iinne

håll)

Rek

ryte

ring

get (

48 g

ette

r x 4

0 kg

)/6år

(g

enom

snitt

lig li

vstid

) Sta

nnar

inom

sy

stem

grän

sen

320

Kg/

år

En

ergi

inne

håll

7,41

E+06

J/

kg

(Cam

pbel

l, B

rand

t-Will

iam

s, &

Mei

sch,

200

5)

Å

rlig

ener

gi

2,37

E+09

Rek

ryte

ring

bock

(1st

boc

k x

45 k

g)/2

år

(bru

knin

gstid

) 22

,5

Kg/

år

En

ergi

inne

håll

7,41

E+06

J/

kg

(Cam

pbel

l, B

rand

t-Will

iam

s, &

Mei

sch,

200

5)

Å

rlig

ener

gi

1,67

E+08

J

Tran

sfor

mite

tsfa

ktor

x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

3,36

E+06

Se

j/J

(Jia

ng, e

t al.,

200

7; H

.T. O

dum

, 199

6, p

. 311

)

9 R

ekry

terin

g få

r (r

ekry

terin

g)(e

nerg

iinne

håll)

143

Å

rlig

ener

gi=

Rek

ryte

ring

får (

22 f

år x

55

kg /6

år

(gen

omsn

ittlig

livs

tid) S

tann

ar in

om

syst

emgr

änse

n

202

Kg/

år

En

ergi

inne

håll

per k

g

7,41

E+06

J/

kg

(Cam

pbel

l, et

al.,

200

5)

Å

rlig

ener

gi

1,50

E+09

J

Rek

ryte

ring

bagg

e (1

st b

agge

x 6

5kg)

/2år

(b

rukn

ings

tid)

32,5

kg

/år

En

ergi

inne

håll

per k

g

7,41

E+06

J/

kg

(Cam

pbel

l, et

al.,

200

5)

Å

rlig

ener

gi

2,41

E+08

J

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

3,36

E+06

Se

j/J

(Jia

ng, e

t al.,

200

7; H

.T. O

dum

, 199

6)

10

Arb

ete

Arb

ete,

serv

ice:

hus

hålls

inkö

p pe

r år

6000

0 kr

U

ppsk

atta

t fr

ån e

kono

mifa

kta

(ww

w.e

kono

mifa

kta.

se,

2010

)

vara

v 13

% fö

rnye

lseb

ar

7800

kr

(M

argh

erita

Pan

zier

i, M

arch

ettin

i, &

Bas

tiano

ni, 2

002;

U

lgia

ti, e

t al.,

199

4)

Tr

ansf

orm

itet x

1,6

8 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

3,

01E+

11

Sej/S

EK

(Bjö

rklu

nd &

Joha

nsso

n, 2

010)

A

rbet

e, sa

mhä

llelig

t und

erst

öd, b

eräk

nat u

tifrå

n ar

bets

tid

3,60

E+03

h

(ww

w.sj

v.se

, 200

8)

va

rav

13%

förn

yels

ebar

4,

68E+

02

h

(L

ager

berg

, 199

9)

Tr

ansf

orm

itet (

värd

et o

lika

bero

ende

av

utbi

ldni

ngsn

ivå)

1,

12E+

12

Sej/h

(M

artin

, et a

l., 2

006)

Impo

rter

ad ic

ke fö

rnye

lseb

ar r

esur

s (F N

)

11

Fode

r til

l får

och

get

(40

% h

avre

, 20%

kor

n, 1

8% ä

rter,

10%

rap

smjö

l, 8%

bet

for,

3% r

apsf

rö

(B

erne

s & C

orne

ll, 1

993)

144

sam

t 1%

mel

ass)

Årli

g en

ergi

= (f

örbr

ukni

ng)(

ener

giin

nehå

ll)

Fö

rbru

knin

g

5000

K

g

En

ergi

inne

håll

1,16

E+07

J/

kg

(SH

S, 1

985)

( Lan

tmän

nens

fode

rinfo

rmat

ion)

Tota

l ene

rgi

5,79

E+10

J

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

1,06

E+05

Se

j/J

(Ulg

iati,

Odu

m,

& B

astia

noni

, 19

93)

i (J

iang

, et

al.,

20

07)

12

Ben

sin

och

dies

el

Årli

g en

ergi

=

(för

bruk

ning

)(en

ergi

inne

håll)

Förb

rukn

ing

(inge

n fä

bod

min

dre

trans

porte

r)

7200

l/å

r

En

ergi

inne

håll

3,

89E+

07

J/l

(Bas

tiano

ni, C

ampb

ell,

Rid

olfi,

& P

ulse

lli, 2

009)

Årli

g en

ergi

2,

80E+

11

J/år

Tr

ansf

orm

itet x

1,6

8 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4 se

j/år)

1,

11E+

05

Sej/J

(H

.T. O

dum

, 199

6)

13

El

Årli

g en

ergi

=

(för

bruk

ning

)(en

ergi

inne

håll)

Förb

rukn

ing

(+ fö

r mjö

lkni

ng 2

ggr

/dag

) 1,

70E+

04

kWh/

år

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

En

ergi

inne

håll

3,

60E+

06

J/kW

h

Å

rlig

ener

gi

6,12

E+10

J

Var

av 4

3,3%

ej f

örny

else

bar

2,65

E+10

J

(Ene

rgim

yndi

ghet

en, 2

010)

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

2,00

E+05

Se

j/J

(Bjö

rklu

nd, 2

000)

14

Uts

äde

Å

rlig

ener

gi =

(f

örbr

ukni

ng)(

ener

giin

nehå

ll)

Fö

rbru

knin

g

75

kg

Ener

giin

nehå

ll

1,67

E+07

J/

kg

(Rót

olo,

et a

l., 2

007)

145

Å

rlig

ener

gi

1,25

E+09

J

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

3,81

E+05

Se

j/J

(Rót

olo,

et a

l., 2

007)

15

Lam

mnä

ring

Å

rlig

ener

gi =

(f

örbr

ukni

ng)(

ener

giin

nehå

ll)

Fö

rbru

knin

g (+

50%

från

nuv

. drif

t pga

att

näst

an

all m

jölk

tas t

ill o

stpr

oduk

tion)

40

kg

En

ergi

inne

håll

2,

10E+

07

J/kg

(w

ww

.span

nex.

se)

Å

rlig

ener

gi

8,40

E+08

J

Tran

sfor

mite

t mjö

lk

1,29

E+06

Se

j/J

(Bra

ndt-W

illia

ms,

2002

) 16

B

eton

g

Årli

g fö

rbru

knin

g =

(((v

olym

)(de

nsite

t))/h

ållb

arhe

tstid

)

Män

gd

0,35

m

3

de

nsite

t 23

5000

0 g/

m3

(ww

w.h

eide

lber

gcem

ent.c

om/s

e)

H

ållb

arhe

tstid

45

år

(B

uran

akar

n, 1

998,

p. 2

0)

Å

rlig

förb

rukn

ing

2,E+

04

g

Tr

ansf

orm

itet x

1,6

8 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

1,

23E+

09

Sej/g

(B

jörk

lund

, 200

0)

17

Salts

ten

Å

rlig

förb

rukn

ing

2,40

E+04

g

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

1,68

E+09

Se

j/g

(H. T

. Odu

m, 1

992)

i (U

lgia

ti, e

t al.,

199

4)

18

Tege

ltak,

bon

ings

hus

Årli

g fö

rbru

knin

g =

((yt

a)(v

ikt p

er y

tenh

et))

/förv

änta

d liv

slän

gd

Yta

10

4 m

2

D

ensi

tet

2,97

E+04

g/

m2

(ww

w.m

onie

r.se,

201

1)

146

H

ållb

arhe

t 50

år

(H

eden

sted

t, 20

06)

Å

rlig

förb

rukn

ing

6,18

E+04

g

Tran

sfor

mite

t x

1,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

3,73

E+09

se

j/g

(Bur

anak

arn,

199

8, p

. 48)

19

Stål

Å

rlig

förb

rukn

ing

= (m

ängd

/förv

änta

dliv

slän

gd)+

(löpa

nde

årsf

örbr

ukni

ng)

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

M

ängd

3,

04E+

05

g

H

ållb

arhe

tstid

25

år

Lö

pand

e år

sför

bruk

ning

18

7,5

g

Å

rlig

förb

rukn

ing

1,

23,E

+04

g

Tr

ansf

orm

itet

x 1,

68 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

2,

99E+

09

Sej/g

(H

.T. O

dum

, 199

6; R

ótol

o, e

t al.,

200

7)

20

Min

eral

tills

kott,

får o

ch g

et

Årli

g fö

rbru

knin

g

2,00

E+05

g

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

6,89

E+09

Se

j/g

(H. T

. Odu

m, 2

000)

i

(Rót

olo,

Ryd

berg

, Lie

blei

n, &

Fra

ncis

, 200

7)

21

Plas

t

Å

rlig

förb

rukn

ing

2,

32E+

05

g

(p

er c

om H

öglu

nd &

Hög

lund

)

Tran

sfor

mite

t x 1

,71

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

4,63

E+09

Se

j/g

(Cam

pbel

l, et

al.,

200

5)

22

Med

icin

Å

rlig

förb

rukn

ing

40

g

Tran

sfor

mite

t x 1

,710

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

4,70

E+09

Se

j/g

(Cam

pbel

l, et

al.,

200

5)

23

Mas

kine

r

147

Å

rlig

förb

rukn

ing

= (m

ängd

/förv

änta

d liv

slän

gd)

M

ängd

1,

40E+

07

g

H

ållb

arhe

tstid

15

år

(S

vens

son,

198

7)

Å

rlig

förb

rukn

ing

9,31

,E+0

5 g

Tran

sfor

mite

t (se

rvic

e ex

klud

erad

) x 1

,68

(för

up

präk

ning

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

6,89

E+09

Se

j/g

(Bur

anak

arn,

199

8)

24

Plåt

Å

rlig

förb

rukn

ing

= ((

area

)(de

nsite

t))/(f

örvä

ntad

livs

läng

d)'

M

ängd

0,4

mm

56

4,65

m

2

M

ängd

0,2

mm

38

,65

m2

Den

site

t 0,4

mm

32

00

g/m

2

(w

ww

.teok

onsu

lt.se

)

Den

site

t 0,2

mm

16

00

g/m

2

0,

5 x

ovan

Hål

lbar

hets

tid

30

år

(Bur

anak

arn,

199

8, p

. 20)

Årli

g fö

rbru

knin

g 6,

23,E

+04

g

Tr

ansf

orm

itet x

1,7

1 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4)

1,01

E+10

Se

j/g

(Cam

pbel

l, et

al.,

200

5)

25

Ros

tfritt

stål

Å

rlig

förb

rukn

ing

= (m

ängd

/förv

änta

d liv

slän

gd)

M

ängd

1,

06E+

05

g

Hål

lbar

hets

tid

30

år

Årli

g fö

rbru

knin

g 3,

53,E

+03

g

Tr

ansf

orm

itet x

1,7

10 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

1,

01E+

10

Sej/g

(B

uran

akar

n, 1

998;

Cam

pbel

l, et

al.,

200

5)

26

Red

skap

och

tekn

isk

utru

stni

ng

Årli

g fö

rbru

knin

g =

(män

gd/fö

rvän

tad

livsl

ängd

)

148

M

ängd

4,

00E+

05

g

H

ållb

arhe

tstid

10

Å

r

up

pska

ttat

Å

rlig

förb

rukn

ing

4,00

E+04

g

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

1,13

E+10

Se

j/g

(Pan

zier

i, et

al.,

200

2) i

(M

artin

, D

iem

ont,

Pow

ell,

Stan

ton,

& L

evy-

Tach

er, 2

006)

27

Färg

Å

rlig

förb

rukn

ing

1,

00E+

04

g

Tr

ansf

orm

itet (

inkl

. ser

vice

) x 1

,68

(för

up

präk

ning

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

2,55

E+10

Se

j/g

(Bur

anak

arn,

199

8)

28

Arb

ete

A

rbet

e, se

rvic

e: h

ushå

llsin

köp

per å

r 60

000

kr

vara

v 87

% ic

ke fö

rnye

lseb

ar

5220

0 kr

(M

argh

erita

Pan

zier

i, M

arch

ettin

i, &

Bas

tiano

ni, 2

002;

U

lgia

ti, e

t al.,

199

4)

Tr

ansf

orm

itet x

1,6

8 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

3,

01E+

11

Sej/k

r

(B

jörk

lund

& Jo

hans

son,

201

0)

A

rbet

e sa

mhä

llelig

t und

erst

öd

3,60

E+03

h

(ww

w.sj

v.se

, 200

8)

va

rav

87 %

ej f

örny

else

bar

3,13

E+03

h

(Lag

erbe

rg, 1

999)

Tran

sfor

mite

t 1,

12E+

12

sej/h

(M

artin

, et a

l., 2

006)

29

Se

rvic

e oc

h un

derh

åll m

aski

ner o

ch te

knis

k ut

rust

ning

5323

00

Å

rlig

serv

ice

och

unde

rhål

l ((

inve

ster

ings

kost

nad

mas

kine

r oc

h te

knis

k ut

rust

ning

)/tid

fö

r avs

kriv

ning

)+ (3

%*

inve

ster

ings

kost

nad)

(S

vens

son,

198

7)

In

vest

erin

gsko

stna

d

5,32

E+05

kr

Ti

d fö

r avs

kriv

ning

15

år

(A

nony

mou

s, 19

96; S

vens

son,

198

7)

149

Å

rlig

serv

ice

och

unde

rhål

l 5,

E+04

kr

Tr

ansf

orm

itet x

1,6

8 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

3,

0072

E+11

Se

j/SEK

(B

jörk

lund

& Jo

hans

son,

201

0)

30

Serv

ice

och

unde

rhål

l för

mat

eria

l

Å

rlig

serv

ice

och

unde

rhål

l (å

rlig

kost

nad

mat

eria

l)+(in

vest

erin

gsko

stna

d få

rnät

i s

tål

och

stol

p/tid

för

avs

kriv

ning

)+ (

inve

ster

ings

kost

nad

elst

ängs

el/ti

d fö

r avs

kriv

ning

)

Å

rliga

kos

tnad

er fö

r mat

eria

l (ut

säde

, ör

onm

ärke

n, m

iner

al, l

amm

närin

g, o

.dyl

.) 17

627

Kr/å

r

(p

er c

om H

öglu

nd &

Hög

lund

)

In

vest

erin

gsko

stna

d få

rnät

i st

ål o

ch st

olp.

27

000

Kr

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

In

vest

erin

gsko

stna

d el

stän

gsel

23

200

kr

(per

com

Hög

lund

& H

öglu

nd)

Ti

d fö

r avs

kriv

ning

stol

p oc

h st

ålfå

rnät

25

år

Ti

d fö

r avs

kriv

ning

els

täng

sel

10

år

Årli

g se

rvic

e oc

h un

derh

åll

2102

7 kr

Tr

ansf

orm

itet x

1,6

8 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

3,

01E+

11

Sej/S

EK

(Bjö

rklu

nd &

Joha

nsso

n, 2

010)

Avk

astn

ing

(Y)

31

G

etm

jölk

Å

rlig

ener

gipr

oduk

tion=

(p

rodu

ktio

n)(e

nerg

iinne

håll)

Prod

uktio

n

5000

0 l

Var

av 1

0% b

lir o

st

5000

kg

En

ergi

inne

håll

24

25

J/g

Livs

med

elsv

erke

ts li

vsm

edel

sdat

abas

, ver

sion

04.

1

Årli

g en

ergi

prod

uktio

n 1,

21E+

10

J

32

Lam

mkö

tt

Årli

g en

ergi

prod

uktio

n=

(pro

dukt

ion)

(ene

rgiin

nehå

ll)

Pr

oduk

tion

88

0 kg

150

En

ergi

inne

håll

2,

09E+

07

J/kg

(U

lgia

ti, e

t al.,

199

4)

Å

rlig

ener

gipr

oduk

tion

1,84

E+10

J

33

Sl

am fr

ån e

get r

enin

gsve

rk

Årli

g pr

oduk

tion=

(v

olym

)(vo

lym

vikt

)

V

olym

9

m3

Vol

ymvi

kt

750

Kg/

m3

(ww

w2.

jord

bruk

sver

ket.s

e)

Å

rlig

prod

uktio

n 6,

75E+

06

g

En

ergi

inne

håll

per g

TS

1,27

E+01

kJ

/g T

s

(S

hiza

s & B

agle

y, 2

004)

ener

giin

nehå

ll pe

r g v

åt sl

am

2,50

E+01

kJ

/g

Årli

g en

ergi

prod

uktio

n 1,

68E+

08

kJ

151

Bila

ga 5

. Not

er ti

ll ta

bell

9.

Lok

al fö

rnye

lseb

ar r

esur

s (R

R)

N

oter

1

Sollj

us, J

Å

rlig

ener

gi =

(å

rlig

inst

råln

ing

per y

tenh

et)(

area

l)(10

000)

(1-a

lbed

o)

(Bra

ndt-W

illia

ms 2

002)

Inst

råln

ing

3,

39E+

06

J/m

2 /år

(Bjö

rklu

nd 2

000)

Are

a 28

,5

ha

Alb

edo

0,25

(Bjö

rklu

nd 2

000)

Årli

g en

ergi

7,

25E+

11

J

Tr

ansf

orm

itet,

per d

efin

ition

1

SeJ/

J

(O

dum

199

6)

2 V

ind,

kin

etis

k en

ergi

, J

Årli

g en

ergi

=

(ene

rgi p

er a

rea)

(are

al)(

1000

0)

A

rea

28,5

ha

En

ergi

/yta

3,

97E+

06

J/m

2 /år

(Bjö

rklu

nd, 2

000)

Tota

l ene

rgi

1,13

E+12

J/

år

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

2,52

E+03

Se

j/J

(H.T

. Odu

m, 1

996)

3 R

egn,

kem

isk

ener

gi

Årli

g en

ergi

= (n

eder

börd

)(de

nsite

t)(G

ibbs

fria

ene

rgi)(

area

l)(10

000)

N

eder

börd

0,

6 m

/m2 /å

r

(w

ww

.smhi

.se)

A

real

28

,5

ha

Den

site

t vat

ten

1,00

E+06

g/

m3

Ener

giin

nehå

ll pe

r g (G

ibbs

fria

ene

rgi i

re

gnva

tten)

4,

94

J/g

(H.T

. Odu

m, 1

996)

Å

rlig

ener

gi

8,45

E+11

J/

år

152

Tr

ansf

orm

itet x

1,6

8 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

3,

06E+

04

Sej/J

(H

.T. O

dum

, 199

6, p

. 82)

4 V

ed

Årli

g en

ergi

= (v

olym

ved

)(de

nsite

t)(en

ergi

inne

håll)

Ved

kons

umtio

n

15

m3

Den

site

t 4,

25E+

05

g/m

3

(H

åkan

sson

, Ste

ffen

, & F

orsh

ed, 1

994)

Ener

giin

nehå

ll

1,40

E+04

J/

g

(M

örts

tedt

& H

ells

ten,

199

4)

Å

rlig

ener

gi

8,93

E+10

J

Tran

sfor

mite

t mat

eria

l x 1

,68

(för

up

präk

ning

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

1,60

E+04

Se

j/J

(Doh

erty

, N

ilsso

n, &

Odu

m,

2002

, p.

63

)

Lok

al ic

ke fö

rnye

lseb

ar r

esur

s (N

)

5 N

etto

förlu

st a

v jo

rd, o

rgan

iskt

mat

eria

l

Årli

g en

ergi

= (f

örlu

st p

er a

rea)

(are

al)(

ande

l org

anis

kt m

ater

ial)(

ener

giin

nehå

ll)

N

etto

förlu

st fö

r val

l

8250

00

g/ha

/år

(Als

tröm

& Å

kerm

an, 1

992)

Are

al v

all

28,5

ha

A

ndel

org

anis

kt m

ater

ial (

OM

) 6,

00E-

02

(L

al, 2

001)

Ener

giin

nehå

ll J/

g or

gani

ska

mat

eria

l (O

M)

2260

4,4

J/g

(H.T

. Odu

m, 1

996,

p. 8

0)

Å

rlig

ener

gi

3,19

E+10

J

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

1,24

E+05

Se

j/J

(H.T

. Odu

m, 1

996,

p. 3

10)

Inkö

pt fö

rnye

lseb

ar r

esur

s (F R

)

6 Tr

ä i b

yggn

ader

, sto

lpar

, för

und

erhå

ll oc

h pr

oduk

tion

Å

rlig

ener

gi=

(för

bruk

ning

)(en

ergi

inne

håll)

153

vi

ktså

tgån

g 1,

49E+

06

g

En

ergi

inne

håll

2,

05E+

04

J/g

(Doh

erty

, et a

l., 2

002)

Årli

g en

ergi

3,

05E+

10

J

Tr

ansf

orm

itet x

1,6

8 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

5,

44E+

04

Sej/J

(D

oher

ty, e

t al.,

200

2)

7 El

Å

rlig

ener

gi =

(f

örbr

ukni

ng)(

ener

giin

nehå

ll)

Fö

rbru

knin

g

1,70

E+04

kW

h/år

En

ergi

inne

håll

3,

60E+

06

J/kW

h

Å

rlig

ener

gi

6,12

E+10

J

Var

av 5

6,7%

för

nyel

seba

r 3,

47E+

10

J

(E

nerg

imyn

digh

eten

, 201

0)

Tr

ansf

orm

itet x

1,6

8 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

2,

00E+

05

Sej/J

(B

jörk

lund

, 200

0)

7 R

ekry

terin

g ge

tter

Årli

g en

ergi

= (r

ekry

terin

g)(e

nerg

iinne

håll)

Rek

ryte

ring

get (

48 g

ette

r x 4

0 kg

)/6år

(g

enom

snitt

lig li

vstid

) Sta

nnar

inom

sy

stem

grän

sen

320

Kg/

år

En

ergi

inne

håll

7,41

E+06

J/

kg

(Cam

pbel

l, B

rand

t-Will

iam

s, &

M

eisc

h, 2

005)

Årli

g en

ergi

2,

37E+

09

J

R

ekry

terin

g bo

ck (1

st b

ock

x 45

kg)

/2

år (b

rukn

ings

tid)

22,5

K

g/år

En

ergi

inne

håll

7,41

E+06

J/

kg

(Cam

pbel

l, B

rand

t-Will

iam

s, &

M

eisc

h, 2

005)

Årli

g en

ergi

1,

67E+

08

J

154

Tr

ansf

orm

itets

fakt

or x

1,6

8 (f

ör

uppr

äkni

ng ti

ll ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

3,36

E+06

Se

j/J

(Jia

ng, e

t al

., 20

07;

H.T

. Odu

m, 1

996,

p.

311

)

8 R

ekry

terin

g få

r

Å

rlig

ener

gi=

(rek

ryte

ring)

(ene

rgiin

nehå

ll)

R

ekry

terin

g få

r (22

får

x 5

5 kg

/5 å

r (g

enom

snitt

lig li

vstid

) Sta

nnar

inom

sy

stem

grän

sen

242

Kg/

år

En

ergi

inne

håll

per k

g

7,41

E+06

J/

kg

(Cam

pbel

l, et

al.,

200

5)

Å

rlig

ener

gi

1,79

E+09

Rek

ryte

ring

bagg

e (1

st b

agge

x

65kg

)/2år

(bru

knin

gstid

) 32

,5

kg/å

r

En

ergi

inne

håll

per k

g

7,41

E+06

J/

kg

(Cam

pbel

l, et

al.,

200

5)

Å

rlig

ener

gi

2,41

E+08

J

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

3,36

E+06

Se

j/J

(Jia

ng, e

t al.,

200

7; H

.T. O

dum

, 199

6)

9 M

änsk

lig a

rbet

skra

ft

Arb

ete,

serv

ice:

hus

hålls

inkö

p pe

r år

6000

0 kr

U

ppsk

atta

t fr

ån

ekon

omifa

kta

(ww

w.e

kono

mifa

kta.

se, 2

010)

Var

av 1

3% fö

rnye

lseb

ar

7800

kr

(M

argh

erita

Pan

zier

i, M

arch

ettin

i, &

Bas

tiano

ni, 2

002;

Ulg

iati,

et

al.,

1994

)

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

3,01

E+11

Se

j/SEK

(B

jörk

lund

& Jo

hans

son,

201

0)

A

rbet

e, sa

mhä

llelig

t und

erst

öd, b

eräk

nat

utifr

ån a

rbet

stid

3,

60E+

03

h

(w

ww

.sjv.

se, 2

008)

va

rav

13%

förn

yels

ebar

4,

68E+

02

h

(L

ager

berg

, 199

9)

155

Tr

ansf

orm

itet

1,12

E+12

Se

j/h

(Mar

tin, e

t al.,

200

6)

Impo

rter

ad ic

ke fö

rnye

lseb

ar r

esur

s (F N

)

10

Kra

ftfod

er (1

7% S

oja

7% B

etfo

r 2%

Min

eral

er 7

4% S

pann

mål

(Kor

n/H

avre

(Äng

qvis

t, 20

07))

Å

rlig

ener

gi=

(för

bruk

ning

)(en

ergi

inne

håll)

Förb

rukn

ing

70

00

Kg

Ener

giin

nehå

ll 1,

12E+

07

J/kg

La

ntm

änne

n fo

derin

fo

Å

rlig

ener

gi

7,82

E+10

J

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

1,06

E+05

Se

j/J

(Ulg

iati,

Odu

m,

& B

astia

noni

, 19

93)

i (J

iang

, et a

l., 2

007)

11

B

ensi

n oc

h di

esel

Å

rlig

ener

gi =

(f

örbr

ukni

ng)(

ener

giin

nehå

ll)

Fö

rbru

knin

g

7200

l/å

r

En

ergi

inne

håll

3,

89E+

07

J/l

(Bas

tiano

ni,

Cam

pbel

l, R

idol

fi,

&

Puls

elli,

200

9)

Å

rlig

ener

gi

2,80

E+11

J/

år

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24

sej/å

r)

1,11

E+05

Se

j/J

(H.T

. Odu

m, 1

996)

12

El

Årli

g en

ergi

=

(för

bruk

ning

)(en

ergi

inne

håll)

Förb

rukn

ing

1,

70E+

04

kWh/

år

Ener

giin

nehå

ll

3,60

E+06

J/

kWh

Årli

g en

ergi

6,

12E+

10

J

V

arav

43,

3% e

j för

nyel

seba

r 1,

14E+

06

J

(E

nerg

imyn

digh

eten

, 201

0)

Tr

ansf

orm

itet x

1,6

8 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

2,

00E+

05

Sej/J

(B

jörk

lund

, 200

0)

13

Uts

äde

156

Å

rlig

ener

gi =

(f

örbr

ukni

ng)(

ener

giin

nehå

ll)

Fö

rbru

knin

g

75

kg

Ener

giin

nehå

ll

1,67

E+07

J/

kg

(Rót

olo,

et a

l., 2

007)

Årli

g en

ergi

1,

25E+

09

J

Tr

ansf

orm

itet x

1,6

8 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

3,

81E+

05

Sej/J

(R

ótol

o, e

t al.,

200

7)

14

Lam

mnä

ring

Å

rlig

ener

gi =

(f

örbr

ukni

ng)(

ener

giin

nehå

ll)

Fö

rbru

knin

g

40

kg

Ener

giin

nehå

ll

2,10

E+07

J/

kg

(ww

w.sp

anne

x.se

)

Årli

g en

ergi

8,

40E+

08

J

Tr

ansf

orm

itet m

jölk

1,

29E+

06

Sej/J

(B

rand

t-Will

iam

s, 20

02)

15

Bet

ong

Å

rlig

förb

rukn

ing

= ((

(vol

ym)(

dens

itet))

/förv

änta

d liv

slän

gd)

Män

gd

0,35

m

3

de

nsite

t 23

5000

0 g/

m3

(ww

w.h

eide

lber

gcem

ent.c

om/s

e)

H

ållb

arhe

tstid

45

år

(B

uran

akar

n, 1

998,

p. 2

0)

Å

rlig

förb

rukn

ing

1827

8 g

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

1,23

E+09

Se

j/g

(Bjö

rklu

nd, 2

000)

16

Salts

ten

Å

rlig

förb

rukn

ing

2400

0 g

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

1,68

E+09

Se

j/g

(H.

T. O

dum

, 19

92)

i (U

lgia

ti, e

t al

., 19

94)

17

Tege

ltak,

bon

ings

hus

Årli

g fö

rbru

knin

g =

((yt

a)(v

ikt p

er y

tenh

et))

/förv

änta

d liv

slän

gd

157

Y

ta

104

m2

Den

site

t 2,

97E+

04

g/m

2

(w

ww

.mon

ier.s

e, 2

011)

Hål

lbar

het

50

år

(Hed

enst

edt,

2006

)

Årli

g fö

rbru

knin

g 6,

18E+

04

g

Tr

ansf

orm

itet

x 1,

68 (f

ör u

pprä

knin

g til

l bas

linje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

3,73

E+09

se

j/g

(Bur

anak

arn,

199

8, p

. 48)

18

Stål

Å

rlig

förb

rukn

ing

= (m

ängd

/förv

änta

d liv

slän

gd)+

(löpa

nde

årsf

örbr

ukni

ng)

Män

gd

3,04

E+05

g

H

ållb

arhe

tstid

25

år

Lö

pand

e år

sför

bruk

ning

18

7,5

g

Å

rlig

förb

rukn

ing

1,23

,E+0

4 g

Tran

sfor

mite

t x

1,68

(för

upp

räkn

ing

till b

aslin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

2,

99E+

09

Sej/g

(H

.T. O

dum

, 199

6; R

ótol

o, e

t al.,

200

7)

19

Min

eral

tills

kott

får o

ch g

et

Årli

g fö

rbru

knin

g

2,00

E+05

g

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

6,89

E+09

Se

j/g

(H. T

. Odu

m, 2

000)

i

20

Plas

t

Å

rlig

förb

rukn

ing

2,

84E+

05

g

(p

er c

om H

öglu

nd &

Hög

lund

)

Tran

sfor

mite

t x 1

,71

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

4,63

E+09

Se

j/g

(Cam

pbel

l, et

al.,

200

5)

21

Med

icin

Å

rlig

förb

rukn

ing

19

00

g

Tr

ansf

orm

itet x

1,7

1 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

4,

70E+

09

Sej/g

(C

ampb

ell,

et a

l., 2

005)

158

22

Mas

kine

r

Å

rlig

förb

rukn

ing

= (m

ängd

/förv

änta

d liv

slän

gd)

M

ängd

14

7000

00

g

H

ållb

arhe

tstid

15

år

(S

vens

son,

198

7)

Å

rlig

förb

rukn

ing

9,80

,E+0

5 g

Tran

sfor

mite

t (se

rvic

e ex

klud

erad

) x

1,68

(för

upp

räkn

ing

till b

aslin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

6,89

E+09

Se

j/g

(Bur

anak

arn,

199

8)

23

Plåt

Å

rlig

förb

rukn

ing

= ((

area

)(de

nsite

t))/(f

örvä

ntad

livs

läng

d)

M

ängd

0,4

mm

56

4,65

m

2

M

ängd

0,2

mm

38

,65

m2

Den

site

t 0,4

mm

32

00

g/m

2

(w

ww

.teok

onsu

lt.se

)

Den

site

t 0,2

mm

16

00

g/m

2

0,

5 x

ovan

Hål

lbar

hets

tid

30

år

(Bur

anak

arn,

199

8, p

. 20)

Årli

g fö

rbru

knin

g 6,

23,E

+04

g

Tr

ansf

orm

itet x

1,7

1 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4)

1,01

E+10

Se

j/g

(Cam

pbel

l, et

al.,

200

5)

24

Ros

tfritt

stål

Å

rlig

förb

rukn

ing

= (m

ängd

/förv

änta

d liv

slän

gd)

M

ängd

10

6000

g

H

ållb

arhe

tstid

30

år

Å

rlig

förb

rukn

ing

3533

g

Tran

sfor

mite

t x 1

,710

(för

upp

räkn

ing

till b

aslin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

1,

01E+

10

Sej/g

(B

uran

akar

n, 1

998;

Cam

pbel

l, et

al.,

20

05)

25

Red

skap

och

tekn

isk

utru

stni

ng

159

Å

rlig

förb

rukn

ing

= (m

ängd

/förv

änta

d liv

slän

gd)

M

ängd

1,

35E+

06

g

H

ållb

arhe

tstid

10

Å

r

up

pska

ttat

Å

rlig

förb

rukn

ing

1,35

E+05

g

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

1,13

E+10

Se

j/g

(Pan

zier

i, et

al.,

200

2) i

(M

artin

, D

iem

ont,

Pow

ell,

Stan

ton,

&

Levy

-Tac

her,

2006

)

26

Kon

stgö

dnin

g fo

sfor

Å

rlig

förb

rukn

ing

9,

20E+

05

g

Tr

ansf

orm

itet

1,45

E+10

Se

j/g P

(B

rand

t-Will

iam

s, 20

02)

27

Kon

stgö

dnin

g kv

äve

Årli

g fö

rbru

knin

g

2,63

E+06

g

Tran

sfor

mite

t 1,

59E+

10

Sej/g

N

(Bra

ndt-W

illia

ms,

2002

) 28

Fä

rg

Årli

g fö

rbru

knin

g

1000

0 g

Tran

sfor

mite

t x 1

,68

(för

upp

räkn

ing

till

basl

inje

n 15

,83E

+24s

ej/å

r)

2,55

E+10

Se

j/g

(Bur

anak

arn,

199

8)

29

Arb

ete

Arb

ete,

serv

ice:

hus

hålls

inkö

p pe

r år

6000

0 kr

va

rav

90%

icke

förn

yels

ebar

52

200

kr

Upp

skat

tat

från

ek

onom

ifakt

a (w

ww

.eko

nom

ifakt

a.se

, 201

0)

Tr

ansf

orm

itet x

1,6

8 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

3,

01E+

11

Sej/S

kr

(Bjö

rklu

nd &

Joha

nsso

n, 2

010)

A

rbet

e, sa

mhä

llelig

t und

erst

öd, b

eräk

nat

utifr

ån a

rbet

stid

3,

60E+

03

h

(w

ww

.sjv.

se, 2

008)

va

rav

87 %

ej f

örny

else

bar

3,13

E+03

h

(Lag

erbe

rg, 1

999)

160

Tr

ansf

orm

itet

1,12

E+12

se

j/h

(Mar

tin, e

t al.,

200

6)

30

Serv

ice

och

unde

rhål

l mas

kine

r och

te

knis

k ut

rust

ning

Å

rlig

serv

ice

och

unde

rhål

l ((

inve

ster

ings

kost

nad

mas

kine

r oc

h te

knis

k ut

rust

ning

)/tid

fö

r av

skriv

ning

)+ (3

%*

inve

ster

ings

kost

nad)

(S

vens

son,

198

7)

In

vest

erin

gsko

stna

d

5323

00

kr

Tid

för a

vskr

ivni

ng

15

år

(Ano

nym

ous,

1996

; Sve

nsso

n, 1

987)

Årli

g se

rvic

e oc

h un

derh

åll

5145

6 kr

Tr

ansf

orm

itet x

1,6

8 (f

ör u

pprä

knin

g til

l ba

slin

jen

15,8

3E+2

4sej

/år)

3,

007E

+11

Sej/S

EK

(Bjö

rklu

nd &

Joha

nsso

n, 2

010)

31

Serv

ice

och

unde

rhål

l för

mat

eria

l

Å

rlig

serv

ice

och

unde

rhål

l (å

rlig

kost

nad

mat

eria

l)+(in

vest

erin

gsko

stna

d få

rnät

i s

tål

och

stol

p/tid

för

avs

kriv

ning

)+ (

inve

ster

ings

kost

nad

elst

ängs

el/ti

d fö

r avs

kriv

ning

)

Å

rliga

kos

tnad

er fö

r mat

eria

l (ut

säde

, ör

onm

ärke

n, m

iner

al o

.dyl

.) 19

600

Kr/å

r

In

vest

erin

gsko

stna

d få

rnät

i st

ål o

ch

stol

p.

1240

0 K

r

In

vest

erin

gsko

stna

d el

stän

gsel

10

150

kr

Tid

för a

vskr

ivni

ng st

olp

och

stål

fårn

ät

30

år

Tid

för a

vskr

ivni

ng e

lstä

ngse

l 10

år

Å

rlig

serv

ice

och

unde

rhål

l 21

028

kr

A

vkas

tnin

g (Y

) 32

G

etos

t

Å

rlig

ener

gipr

oduk

tion=

(p

rodu

ktio

n)(e

nerg

iinne

håll)

161

M

jölk

prod

uktio

n

5760

0 l

Var

av 1

0% b

lir o

st

5760

kg

En

ergi

inne

håll

24

25

J/g

Livs

med

elsv

erke

ts li

vsm

edel

sdat

abas

, ver

sion

04.

1

Årli

g en

ergi

prod

uktio

n 1,

40E+

10

J

33

Lam

mkö

tt

Årli

g en

ergi

prod

uktio

n=

(pro

dukt

ion)

(ene

rgiin

nehå

ll)

Pr

oduk

tion

12

00

kg

Ener

giin

nehå

ll

2,09

E+07

J/

kg

(Ulg

iati,

et a

l., 1

994)

Årli

g en

ergi

prod

uktio

n 2,

51E+

10

J

34

Slam

från

ege

t ren

ings

verk

Å

rlig

prod

uktio

n=

(vol

ym)(

vikt

svol

ym)

V

olym

9

m3

Vik

tsvo

lym

75

0 K

g/m

3

(w

ww

2.jo

rdbr

uksv

erke

t.se)

Årli

g pr

oduk

tion

6,75

E+06

g

Ener

giin

nehå

ll pe

r g T

S 1,

27E+

01

kJ/g

Ts

(Shi

zas &

Bag

ley,

200

4)

en

ergi

inne

håll

per g

våt

slam

2,

50E+

01

kJ/g

Å

rlig

ener

gipr

oduk

tion

1,68

E+08

kJ