Att värdera uthållighet i lantbruket – genomgång av ... · 1 • A T T V Ä R D E R A U T H Å L L I G H E T I L A N T B R U K E T – G E N O M G Å N G A V M E T O D E R F

Att värdera uthålligheti lantbruket – genomgångav metoder för miljö- ochnaturresursanalys

Centrum för uthålligt lantbruk

Johanna Björklund och Torbjörn Rydberg

Layout och redigering: Jessica AlmTryck: C & M Reklam & TryckIllustrationer: Malin Ahnström; omslaget, sid. 6 och 48.Foton: Johan Ahnström; sid. 21, Jessica Alm; sid. 15, Thomas Henrikson; sid 4, 14, 24,44, 49.

ISBN: 91-576-6276-2

1

• A T T V Ä R D E R A U T H Å L L I G H E T I L A N T B R U K E T – G E N O M G Å N G A V M E T O D E R F Ö R M I L J Ö- O C H N A T U R R E S U R S A N A L Y S •

Behovet av metoder för att värdera uthålligheten iutvecklingen av vårt samhälle och i olika mänskligaaktiviteter ökar i takt med vårt anspråk på världensbegränsade resurser. Det är svårt att hitta rätt i flodenav utarbetade metoder och beroende på hur vi defi-nierar uthållighet bör valet av metod bli olika. Detkrävs stor kunskap för att göra medvetna val i en en-skild analyssituation.

Syftet med denna rapport är att beskriva och disku-tera metoder som i olika sammanhang har använts ianalyser relaterade till uthållig markanvändning ijordbruket. Förhoppningen är att rapporten ska tjänasom underlag i diskussioner om hur uthållighet kanmätas, och att den dessutom kan användas som guideinför val av analysmetod. Det är viktigt att vara med-veten om att samtliga metoder är under stark utveck-ling och att intentionen har varit att beskriva meto-derna så som de huvudsakligen används idag.

Inledning

Analysmetoderna kan diskuteras ur olika perspektiv.I detta arbete används ett systemekologiskt, där jord-bruket beskrivs som ett agroekosystem, uppbyggt av:levande komponenter, så som människor, djur, väx-ter, svampar och mikroorganismer; samt icke levandekomponenter, som berg, jord, luft och vatten. Alla de-lar i agroekosystemet är ömsesidigt beroende av var-andra. Dessutom påverkar och påverkas systemet avde större ekologiska, ekonomiska och sociala systemsom det är en del av.

Rapporten är inte tänkt som en handbok om meto-derna. För detta får man vända sig till de litteratur-tips som ges i sista delen av rapporten.

2

• A T T V Ä R D E R A U T H Å L L I G H E T I L A N T B R U K E T – G E N O M G Å N G A V M E T O D E R F O R M I L J Ö- O C H N A T U R R E S U R S A N A L Y S •

3


Inledning .........................................................................................................................................................................1

Förord ...............................................................................................................................................................................5

Den systemekologiska ansatsen ................................................................................................................................. 7

Vad är uthållighet sett ur ett systemekologiskt perspektiv? .............................................................................. 11

Förutsättningar för uthållig markanvändning ................................................................................................... 12System och gränser ...................................................................................................................................................... 15

Att kategorisera olika analysmetoder ...................................................................................................................... 16

Flödesanalys ............................................................................................................................................................ 16Tillståndsanalys ....................................................................................................................................................... 17Metoder som analyserar både flöden och tillstånd ............................................................................................ 17

Uthållighetsindikatorer .............................................................................................................................................. 18

Indikatorer på ekosystems hälsa .............................................................................................................................. 20

Miljöredovisning och miljöcertifiering .................................................................................................................. 22

Beskrivning av några i lantbruket använda naturresurs- och miljöanalyser – styrkor och svagheter ....... 25

Flödesanalyser ......................................................................................................................................................... 25Materialflödesanalys ......................................................................................................................................... 25Energianalyser ................................................................................................................................................... 27Livscykelanalys ................................................................................................................................................. 33Ekologiskt fotavtryck ........................................................................................................................................ 36Miljöekonomisk analys ..................................................................................................................................... 38

Tillståndsanalyser ................................................................................................................................................... 41Biologiska indikatorer ...................................................................................................................................... 41

Metodernas olika utgångspunkter och andra viktiga aspekter att väga in vid val av metod ...................... 45

Ordlista .......................................................................................................................................................................... 50

Litteraturförslag ........................................................................................................................................................... 51

Referenser ..................................................................................................................................................................... 53

Appendix: Guide vid val metod ............................................................................................................................... 57

Innehåll

4


5


Denna rapport tar sin utgångspunkt i de arbeten ochdiskussioner som ägde rum under doktorandkursen”System Principles and Sustainability Assessments forEcological Land-Use”. Kursen hölls under vårtermi-nen 2000 inom forskarskolan ResELU (ResearchSchool for Ecological Land Use). Kursledare var Tor-björn Rydberg, Steven Doherty och Lennart Salomons-son, alla då verksamma vid CUL (Centrum för uthål-ligt lantbruk), SLU. En engelsk sammanfattning avarbetet i kursen finns i rapporten ”Ecosystem Proper-ties and Principles of Living Systems as Foundationfor Sustainable Agriculture – Critical reviews of envir-onmental assessment tools, key findings and questionsfrom a course process” utgiven av CUL, 2002.

Förord

Vi vill rikta ett stort tack till kursledare och kursdelta-gare för deras ambitiösa ansatser som gjort denna rap-port möjlig. Vi vill även tacka Åsa Moberg, Erik Grön-lund, Martin Erlandsson, Kristian Skånberg, CharlotteLagerberg, Karin Höök, Susanne Johansson, LarsDrake, Ulrika Geber och Daniel Nilsson som läst ochgett värdefulla kommentarer till rapporten under olikadelar av dess tillkomst.

6

• A T T V Ä R D E R A U T H Å L L I G H E T I L A N T B R U K E T – G E N O M G Å N G A V M E T O D E R F O R M I L J Ö- O C H N A T U R R E S U R S A N A L Y S •• E K O L O G I S K T L A N T B R U K O C H B I O L O G I S K M Å N G F A L D – E N L I T T E R A T U R G E N O M G Å N G •

7


Inom systemekologin ses ekosystem som en lämpligenhet och utgångspunkt för att studera naturen, ef-tersom många viktiga processer sker i en större skalaän på art- eller populationsnivå. Arternas relation tillvarandra och sin miljö beskrivs, inom systemekologin,med hjälp av energioch näringsflöden.

Systemekologins utgångspunkt är självorganisation

En viktig utgångspunkt i systemekologin är att se allalevande varelser, så som en människa, växt eller ettdjur som självorganiserande. Att exakt förklara vadsom menas med ett självorganiserande system ärsvårt. Viktiga ingredienser i en förklaring är dock attdessa system är självreglerande, dvs. de har förmågaatt bibehålla sin form, reglera värme, oskadliggörafrämmande och skadliga ämnen, fördela näring tillsina organ, reproducera sig, etc. utan yttre kontroll.De är organiserade i interna nätverk (så som t.ex. vårtnervsystem eller blodomlopp), som påverkas av im-pulser både inuti och utanför organismen. Genomåterkopplingar och interna ”regler” i en sådan inne-boende organisation växer och utvecklas självorgani-serande system. Våra gener kan liknas vid sådana”regler” som sätter gränser för vad som är möjligt ochhur saker och ting kan utföras. Hur en människa ex-akt kommer att gestalta sig både fysiskt och psykisktberor också på upprepade och återkopplande internasignaler i exempelvis nervsystemet som reaktion påimpulser utifrån, från vår miljö. Det är dessutom vik-tigt att notera att det uttryck som ett självorganiser-ande system tar i varje enskild situation är beroendeav vägen dit. Våra tidigare upplevelser och erfaren-heter avgör vad vi väljer. Ljusförhållanden avgör t.ex.om en växt ska bli lång och smal eller kort och kraftig;låg tillgång på exempelvis fosfor och kväve i tidigastadium avgör om en planta ska utveckla symbios medexempelvis en svamp.

Den systemekologiska ansatsen

För allt detta arbete krävs energi och därför måstesystemen vara dissipativa, dvs. hela tiden genom-flödas av energi som utnyttjas i upprepade energi-omvandlingar. Vi måste äta och dricka, en växt hasolljus och näring, och göra oss av med oanvändbarenergi genom svett och avföring, liksom en växt ge-nom transpiration och rotutsöndring.

Energi av hög kvalitet strömmar in i systemet och läm-nar det som energi av låg kvalitet i form av diffus vär-mestrålning. På detta sätt utvecklas systemen och blirmer och mer komplext ordnade, längre och längreifrån termodynamisk jämvikt.

Även system som vi vanligtvis inte betraktar som le-vande (t.ex. geologiska eller hydrologiska kretslopp)och system som innehåller både levande och icke le-vande komponenter (t.ex. ett ekosystem eller hela jor-den) är inordnade i processer av självorganisation.Dessa system reglerar och underhåller sig själva ge-nom interna regler och återkopplingar på samma sättsom en levande organism. Det finns forskare sommenar att ekosystemen och till och med hela jordenär en organism, något som lever1, 2, men man kan ocksåvälja att likna dessa system vid organismer utan attför den skull tro att de faktiskt är sådana.

Så fungerar ett självorganiserande system

Självorganiserande system är beroende av sitt sam-manhang. De lokala förhållandena påverkar systemetsutveckling. De är adaptiva, eller lärande, det vill sägade har förmåga att anpassa sig och utvecklas i förhål-lande till förändringar.

1 Lovelock, J.E., 1982. Gaia : a new look at life on earth. OxfordUniversity Press, Oxford.

2 Wilson, D.S., Sober, E., 1989. Reviving the superorganism. Journal.Theor. Biol., 136, 337-356.

8


Självorganiserande system är öppna för genomflödeav energi, material och information, och därmed kopp-lade till andra levande och icke levande system i sinomgivning, i oskiljbara nätverk av interaktioner. Deär system som är helheter, men som också är delar avandra helheter.

Alla självorganiserande system i universum har ettpulserande mönster, med pulser som beror av yttrepåverkan och inre begränsningar. En puls för en män-niska kan vara ett liv, för en skog en succession somavbryts av en storm eller en skogsbrand och för detgeologiska kretsloppet avslutas en puls i exempelvisett vulkanutbrott. Ju högre upp i energihierarkin de-sto längre är intervallet mellan pulserna men destomer omfattande är pulsens konsekvenser.

Det är också viktigt att betona att självorganiserandesystem är emergenta, det vill säga att systemet somhelhet utvecklar andra kvaliteter än dess enskilda de-lar. En växts egenskaper och kvaliteter kan inte tillfullo förstås genom att studera växtens delar var försig och inte heller oberoende av dess omgivning.

Självorganiserande system är mångfunktionella, meddet menas att de underhåller en mångfald av funktio-ner och därmed genererar de många produkter. En

våtmark kan t.ex. producera biomassa, vara boplatsoch ge föda åt djur, reglera klimatet, rena vatten, assi-milera koldioxid, bygga upp torv etc. Människoska-pade system är ofta konstruerade för att generera eneller ett fåtal produkter eller funktioner. Till exempelska åkern bara producera spannmål, grisar bara kött,hönor bara ägg och mjölkkor bara mjölk, och djurenfår ofta inte ens ta hand om sin egen avkomma.

Ekosystem är en mänsklig konstruktion

Vad vi väljer att betrakta som ett ekosystem är enmänsklig konstruktion. In i ett ekosystem flödar en-ergi, i form av t.ex. solljus, regn, vind och energirikamaterial. En del av denna energi lämnar systemet iform av återkopplingar (t.ex. frö som sprids eller djursom migrerar) och diffus värme till omgivningen.

Ekosystem är också delar av hierarkiska strukturer avsjälvorganiserande system (figur 1), som bygger påenergiomvandlingar. Ju högre upp i hierarkin destofler energiomvandlingar och krav på större mängd en-ergi för att bildas och överleva. Trofiska nivåer i ettekosystem är exempel på energihierarkier. En skogkan bära många växter, färre växtätare, kanske sorkar,och ännu färre rovdjur, exempelvis vråkar. Det villsäga, system med kort livslängd (eller omsättnings-tid) och liten utbredning per individ är basen för sys-

9


Figur 1. Det ekonomiskt-ekologiska tittfönster som är fo-

kus i denna rapport, beskriven i en tids- och rumsskala.

Alla miljö- och naturresursanalysmetoder som behandlas i

denna rapport omfattar hela eller delar av systemen i detta

tittfönster, och beaktar omgivande system i olika grad (Ef-

ter Odum1).

Individer

Ekonomiskasystem

Kulturellinformation

GelogiskasystemGenetiskinfo.

Lokalaekosystem

Utbredning och influens

Om

sättn

ings

tid

M i k r o -organismer

Molekyler

Ekolo

giskt-

ekon

omisk

t tittfö

nster

1 Odum, H.T., 1996. Environmental accounting: emergy andenvironmental decision making. John Wiley & sons, Inc., New York.

tem med längre livslängd och större utbredning(vråken flyger över stora ytor för att finna föda, blandannat sorkar med kortare livslängd och mindre ut-bredning). Samtidigt har det som händer högre upp ihierarkin genomgående konsekvenser för systemenlängre ner. System högre upp i energihierarkin åter-kopplar till de som är längre ner och påverkar på dettasätt de system som utgör basen för deras överlevnad.Om en individ av en typ av mikroorganism dör är detbetydelselöst för skogen, trots att denna mikroorga-nism är en del av det som bygger skogen, borttagandeav större träd ger en stor effekt lokalt, medan exem-pelvis en skogsbrand å andra sidan har effekt på var-enda liten varelse som lever i skogen.

Om man utgår från att lantbruket är ett självorganis-erande agroekosystem, med de egenskaper som be-skrivits ovan, får detta konsekvenser för vad uthål-lighet är, samt hur det kan analyseras och mätas. I ettsådant perspektiv är uthållighet exempelvis inget sta-tiskt tillstånd, och det kan inte heller mätas separatför en enskild del oberoende av sitt sammanhang.

I denna rapport diskuteras och jämförs ett antal me-toder för miljö- och naturresursanalys i förhållandetill uthållighet med utgångspunkten att lantbruket ärett självorganiserande system.

10


Figur 2. I ett systemekologiskt perspektiv ses de expanderande ekonomiska systemen som undersystem till det globala

ekosystemet (geobiosfären) (Efter Daly1).

11


Vad är uthållighet sett ur ettsystemekologiskt perspektiv?

Uthållighet kan beskrivas utifrån en mängd olika as-pekter. Beroende på världsbilden hos den eller de sombeskriver kan begreppet innehålla skilda saker, om-fatta olika tids- och rumsskalor och uttryckas på olikaabstraktionsnivå. En del föredrar också att, istället föruthållighet (att hålla ut), använda begreppen hållbar-het eller bärkraft. Uthållighet kan beskrivas som nå-got statiskt, som uppnås en gång för alla om vi tillexempel begränsar vår användning av icke förnybararesurser. Det kan även beskrivas som dynamiskt, somen process som alltid måste underhållas. För att görabegreppet mer hanterbart avgränsas det ofta till attbehandla endast ekologiska, sociala eller ekonomiskaaspekter. Ekologisk och social uthållighet är dockoskiljbara delar som är nödvändiga förutsättningar förvarandra.

I denna rapport beskriva uthållighet ur ett system-ekologiskt perspektiv. Det är viktigt att betona att detär ett sätt att betrakta den komplexa verkligheten.Detta perspektiv kan exempelvis vara användbart somunderlag till att förstå fysiska och biologiska gränserför mänskliga aktiviteter och konsekvenser av olikahandlingsalternativ.

För att helheten och komplexiteten i begreppet uthål-lighet ska kunna beskrivas bättre i diskussioner ochbeslutssituationer bör det systemekologiska perspek-tivet ställas mot andra perspektiv. Sådana perspektivkan till exempel vara evolutionära, vilka betonar attnaturen är oförutsägbar och att förutsättningar för ut-hållighet står att finna i organisationer som ger möj-lighet till anpassning och utveckling i förhållande tillförändringar, så som sker i naturen genom variationoch urval2, 3. Perspektiven kan även vara kaosteo-retiska, där alla självorganiserande system antas ba-lansera på randen till kaos4. Det kan också vara so-

ciala och ekonomiska perspektiv, där uthållighet exem-pelvis kan ses som en process som aldrig tar slut, somnågot som alltid måste förhandlas och revideras5, 6.

I ett systemekologiskt perspektiv ses vårt ekonomiskasystem som ett undersystem till det global eko-systemet (se figur 2). Det ekonomiska systemet är be-roende av naturen som en källa för högkvalitativa re-surser: energi, trä, järn, livsmedel och rent vatten, menockså som en mottagare för det ekonomiska systemetsavfall, avloppsvatten och luftföroreningar. Ekosystem-en tar hand om detta förbrukade material och bearbe-tar det till högkvalitativa resurser igen (det brukarkallas ekosystemens livsunderstöd eller ekosystem-tjänster). Dessa processer kräver tid och utrymme ochutförs i huvudsak av vilda växter, svampar, bakterieroch djur. I takt med att det ekonomiska systemet växeroch resursernas omsättningshastighet ökar, minskarde naturliga ekosystemens möjlighet att förse oss medhögkvalitativa resurser och att ta hand om vårt av-fall. Som exempel kan nämnas att människor utnytt-jar ungefär 40 % av all biomassa som produceras påland7. Biomassan används till mat, fibrer, energi etc.

1 Daly, H., 1997. Reconciling international and external policies forsustainable development. I: A.K. Dragun, K.M. Jakobsson (Red.),Sustainability and global environmental policy. Edwar Elgar,Cheltenham, s. 11-31.

2 Kay, J.J., Regier, H.A., Boyle, M. och Francis, G., 1999. An ecosystemapproach for sustainability: addressing the challenge of complexity.Future, 31, 721-742.

3 Levin, S.A., 1998. Ecosystems and the biosphere as complex adaptivesystems. Ecosystems, 1, 431-436.

4 Bak, P., 1997. How Nature Works. Oxford University Press, Oxford.5 Scoones, I., 1999. New ecology and the social sciences: What

prospects for a fruitful engagement? Annual Review ofAnthropology, 28, 479-507.

6 Bell, M.M., 2001. An unfinalizable aliveness: sustainability as responseability, Paper for "perspectives on sustainability" Seminar Series,SLU, Uppsala.

7 Vitousek, P.M., Ehrlich, P.R., Ehrlich, A.H. och Matson, P.A., 1986.Human appropriation of the products of photosynthesis. BioScience,36(6), 368 - 373.

12


Vi använder hälften av allt dricksvatten och vi för-ändrar jordens klimat. Vi påverkar flera biogeo-ke-miska kretslopp, exempelvis kvävets, genom att bindain luftens kväve i marken via konstgödsel och biolo-gisk kvävefixering1.

Förutsättningar för uthålligmarkanvändningSom utgångspunkt för detta arbete ligger att en ut-hållig markanvändning måste:■ Anpassas till jordens biofysiska begränsningar■ Understödja agroekosystemens livskraft■ Ge social och kulturell välfärd

Anpassas till jordens biofysiska begränsningar

En markanvändning som är anpassad till jordens bio-fysiska begränsningar uppfyller de två första av fyrasystemvillkor formulerade av ”Det Naturliga Steget”2.Det vill säga, det är ett jordbruk som:1. Inte bidrar till att lagerresurser omvandlas till

utspridda föroreningar med större hastighet än dekoncentreras och återuppbyggs i geobiosfären.

2. Inte sprider långlivade naturfrämmande ämnen isin omgivning.

Till en viss del kan vi utnyttja naturresurserna effek-tivare, men vi kan inte ändra det faktum att alla trans-formeringar drivs av energi, vilket gör det förstasystemvillkoret oförenligt med ett samhälle vars ut-veckling bygger på materiell tillväxt. För att uppfylladet första systemvillkoret måste vi minska intensite-ten i vår användning av naturresurser, med andra ordvår materiella konsumtion. För jordbrukets del inne-bär detta en minskning av användningen av externainsatsmedel, exempelvis olja, handelsgödsel och ma-skiner.

Idag drivs livsmedelssektorn till endast omkring 3 %av förnybara lokala resurser, så som sol, regn och växt-näring från vittring och mineralisering, resten är ex-terna resurser, framförallt olja, handelsgödsel ochmaskiner3. För att minska användningen av inköptaresurser måste produktion och konsumtion, dvs. växt-odling, djurhållning, lantbruk och de människor som

äter maten, knytas ihop så att näringsämnenas krets-lopp blir möjliga. Korta sådana återkopplingar germindre läckage och lägre resursförbrukning. Idag ärexempelvis djurhållningen koncentrerad till vissa re-gioner i Sverige medan djurens foder produceras nå-gon annanstans, vilket försvårar recirkulation. Attrecirkulera slam från reningsverk till åkermark i storskala bedöms idag inte heller vara möjlig på grundav att slammet innehåller ämnen som inte har sitt ur-sprung i jordbruket.

En viktig hjälp till att minska den externa resurs-förbrukningen är att lita till lokala ekosystemtjänster,som till stor del möjliggörs genom landskapets mo-saik, dess geologiska, topografiska och meterologiskaförutsättningar och dess unika sammansättning avväxter och djur. Att utnyttja ekosystemtjänster är tillexempel att lära sig att underhålla bördighet, ge platsoch föda åt naturliga fiender till skadgörare, skapalivsutrymme åt pollinerare, ha effektiv växtnäringsre-cirkulation, skapa bra lokalklimat och använda sig avhusdjurens naturliga beteenden i produktionen, t.ex.grisar som markberedare.

För att uppfylla det andra systemvillkoret måste sprid-ning av långlivade människoskapade ämnen i eko-systemen, exempelvis bekämpningsmedel och anti-biotika, upphöra. Att minska risken för att spridanaturfrämmande ämnen kan göras med ökad kontroll,men det kräver ökad insats av direkt eller indirektenergi i olika form. Det kan också göras genom attutesluta sådana ämnen ur produktionen.

Understödja agroekosystemens livskraft

Den andra förutsättningen för uthållighet identifie-rad i detta arbete, att lantbruket ska understödja agro-ekosystemens livskraft, innebär bland annat att detska uppfylla ”Det Naturliga stegets” tredje system-villkor:3. Ett bevarat ”fysiskt underlag för naturens krets-

lopp och mångfald”2.

Markanvändningen måste då fungera som en för-stärkande faktor för agroekosystemet. Jordbruket ska

13


bidra positivt till omgivande system så att jorden, meddess litosfär, biosfär och atmosfär, kan skapa förut-sättningar för, och underhålla liv. Detta så att solensinstrålning effektivt ska kunna fångas; för att drivade processer som bibehåller ett gynnsamt klimat ochen gynnsam atmosfär, ger färskvatten, mat, bränsle,fibrer och bryter ner restprodukter. Jordbruket måstege utrymme för en tillräckligt hög genetisk och biolo-gisk mångfald så att dessa livsunderstödjande pro-cesser kan fortgå. En hög mångfald ökar agroekosys-temens förmåga att mildra och anpassa sig till lång-samma eller hastiga förändringar.4

Om de biofysiska begränsningarna kopplas till detfjärde systemvillkoret, som är:4. en effektiv och rättvis fördelning av resurser,

innebär det att markanvändningen i högre grad måsteanpassas till lokala förhållanden och att de lokalaförnybara resurserna anger förutsättningarna för vil-ken typ av markanvändning som kan bedrivas. Dettasystemvillkor omöjliggör att minoriteten av jordensbefolkning använder största delen av jordens samladeresurser. I praktiken innebär det att vi i den ”rika”delen av världen måste minska vårt anspråk på re-surserna.

Ge social och kulturell välfärd

Ett agroekosystem innehåller även människor medsina specifika krav för att känna välbefinnande ochlivskvalitet. Social och kulturell välfärd är en förut-sättning för ett bärkraftigt, uthålligt jordbruk. Sådanvälfärd skapas genom en markanvändning som gerförutsättning för en levande landsbygd där männis-kor kan tjäna sitt uppehälle, få social trygghet, samtkänna meningsfullhet, och som bevarar vår kultur-historia, ger kontinuitet och skönhetsupplevelser.

Lindholm5 formulerar i sin avhandling tre nyckelordsom kan ses som nödvändiga komponenter eller ut-gångspunkter för att forma uthålliga jordbruks-ekosystem. Hon menar att sammanhanget alltid måstebeaktas, att skalan hos varje mänsklig aktivitet i tidoch rum måste anpassas till omgivningens och att

mångfalden är central. Småskalighet i livsmedels-produktionen kan kanske vara en ansats till att be-akta dessa komponenter, där lokala platsbundna re-surser (sammanhang och skala) och variationen i dessa(mångfald) kan utnyttjas. En sådan livsmedelsproduk-tion ger förutsättningar för korta återkopplingar ochsnabba förändringar i fall att de ekologiska eller eko-nomiska förhållandena ändras.

Att uppnå uthållighet – en ständigt pågående process

I en omvärld som är dynamisk, pulserande och oför-utsägbar är det inte möjligt att finna en statisk lös-ning eller nivå som är långsiktigt hållbar. Istället måstevi bygga institutioner och produktionsformer i sam-hället, såväl som jordbruket, som ger möjlighet attuppfatta återkopplingar från omgivande ekologiskasystem. Vi måste snabbt få kunskap om effekter avvårt handlande. På så sätt byggs lärande system, somgenom upprepande återkopplingar kan anpassa sig,ändra riktning och utvecklas. Folke m.fl.6 skriver i enbakgrundsartikel om resiliens, inför ”World Summiton Sustainable Development” i Johannesburg i au-gusti 2002, att det för en uthållig utveckling är nöd-vändigt att bygga organisationer som betraktar miljö-policies som hypoteser, och miljöarbete som experi-

1 Vitousek, P.M., Mooney, H.A., Lubchenco, J. och Melillo, J.M., 1997.Human domination of Earth's ecosystem. Science, 227, 494 - 499.

2 Andersson, R. och Helmfrid, H., 1993. Den livsviktiga näringen. Enrapport om kretsloppsprincipen och jordbruket, Det NaturligaSteget, Stockholm.

3 Johansson, S., Doherty, S.J. och Rydberg, T., 2000. Sweden foodsystem analysis. Brown, M.T. Emergy synthesis. Theory andapplications of the emergy methodology. Proceedings from the FirstBiennial Emergy Analysis Research Conference, Gainesville,Florida, September 1999. The Center for Environmental Policy,Department of Environmental Engineering Science, Gainesville.

4 Odum, E.P., 1997. Ecology: a bridge between science and society.Sinauer Associates, Sunderland.

5 Lindholm, S., 2001. Helhet och Mångfald. Det ekologiska lantbruketsbärande idéer i relation till miljöetisk teori. Doktorsavhandling,Agraria 272, SLU, Uppsala.

6 Folke, C., Carpenter, S., Elmqvist, T., Gunderson, L. Holling, C.S.,Walker, B., Berkes, F. Colding, J., Danell, K., Falkenmark, M.,Gordon, L., Kasperson, R., Kautsky, N., Kinzig, A., Levin, S., Mäler,K.-G., Moberg, F., Ohlsson, L., Olsson, P., Ostrom, E. Reid, W.,Rockström, J., Savenjie, Svedin, U., 2002. Resilience andSustainable Development: Building adaptive capacity in a worldof transformations. Scientific Background Paper for the process ofThe World Summit on Sustainable Development on behalf of TheEnvironment Advisory Council to the Swedish Government.Skriftserie 2002:1, Miljövårdsberedningen, Stockholm. http://www.sou.gov.se/mvb/pdf/resiliens.pdf (besökt 020814).

14


ment utifrån vilka vi kan lära och utveckla förståelseför naturen och dess komplexitet. Författarna hävdaratt resiliens (och därmed också mångfald som är enförutsättning för resiliens) är absolut nödvändig föruthållighet och de diskuterar både ekologisk och so-cial resiliens. Med resiliens menar de ett systems för-måga att absorbera störningar och fortfarande fung-era, samt till vilken grad det är självorganiserande ochvilken förmåga det har att lära och anpassa sig till för-ändringar. Artikeln är skriven på uppdrag av Miljö-vårdsberedningen och ger en teoretisk grund till be-greppet resilens. Den innehåller konkreta exempel påvad som händer när den ekologiska resiliensen mins-kar. Den ger också en praktisk grund till hur begrep-pet kan öka förståelsen för vår livsstils ekologiska ef-fekter på lång och kort sikt, såväl som på lokal ochglobal skala. Den ger en fingervisning om vilken typav indikatorer som vi behöver finna för att mätaresiliens.

Därför krävs naturresurs- och miljöanalyser

Kunskap om hur människans aktiviteter påverkar eko-systemen, lokalt och globalt samt på lång och kort sikt,ger oss möjlighet att förändra vårt samhälle så att vikan bli en förstärkande faktor i stället för en dräner-ande. Då är det viktigt med standardiserade och in-formativa mått på resursanvändning och miljöpåver-kan, såväl som lämpliga indikatorer på ekosystemensvitalitet. Därför behövs naturresurs- och miljöanalyser,trots vetskapen om att sådana analyser kräver förenk-lingar av komplexa samband och iakttagelser.

15


System och gränser

Naturligtvis är det viktigt att tydliggöra system-gränsen hos metoden och i den studie man gör. Envald systemgräns kan ses som en godtycklig och förstudien lämplig avgränsning – ett ”tittfönster” (se fi-gur 1). I en studie bör metodvalet och systemgränsenbestämmas utifrån vilka aspekter av uthållighet somska analyseras.

Oavsett vilken yttre systemgräns som väljs har ana-lysmetoderna olika ”inbyggda” systemgränser och tarhänsyn till angränsande system i olika hög grad. I enmetod värderas till exempel endast de icke förnybararesurserna (figur 3). Andra viktiga avgränsningar kanexempelvis vara emissioner och biprodukter, naturensarbete för att bilda en resurs, eller resursförbrukningför människors livsuppehälle. Olika metoder harockså olika avgränsning i tid. Analyser med en delmetoder ger endast ögonblicksbilder, andra mäter för-ändringar över tid eller följer en hel livscykel.


Figur 3. Naturens understöd till vårt ekonomiska system

(efter Odum1).

Förnyelsebararesurser

Ekosystem Ekonomiskt system

Avfall

Icke förnyelsebara

resurser

16


Att kategorisera olika analysmetoder

Idag används ett stort antal metoder för att beskrivaoch värdera vårt utnyttjande av naturen. Alla har, be-roende av problemagenda och/eller vetenskaplig bak-grund, sina egna fundament av teorier, systemgränser,antaganden om grundläggande premisser och mål.Det finns många sätt att kategorisera och dela in olikaanalysmetoder och att hitta skarpa skiljelinjer är svårt,men för strukturen på och avgränsningen av dennarapport har en indelning varit nödvändig.

Vi har valt att skilja mellan flödesanalyser och till-ståndsanalyser. Vi har också valt att hålla isär självaanalysmetoderna från deras praktiska användning, ex-empelvis om de används i miljöredovisningar, inyckeltal eller som underlag för olika beslutsprocesser(figur 4).

FlödesanalysI en flödesanalys avgör den aktuella frågeställningenvilka flöden som kvantifieras och identifieras. Enflödesanalys kan göras på en aktivitet, till exempelsvinproduktion eller spannmålsodling, men den kanockså relateras till exempelvis en yta, så som ett fot-avtryck (sid. 36) över ett avrinningsområde. I analy-serna kan olika kvoter beräknas, t.ex. inflöde i förhål-lande till utflöde eller förnybara resurser i förhållandetill icke förnybara. Till sådan analyser hör exempel-vis:■ materialflödesanalyser,■ energianalyser (energi-, exergi- och emergianaly-

ser),■ ekologiska fotavtryck,■ miljöekonomiskaanalyser (cost/benefit- analyser).

Figur 4. Analysmetoderna: utgångspunkter, indelning och deras användningsområden.

?Premisser

Verklighets-uppfattningar

Teorier

Analys-metod

Flödesanalys

Tillståndsanalys

Beslutsprocesser

Miljöredovisningar ochcertifieringUthållighetsindikatorer

17


TillståndsanalysEn tillståndsanalys syftar till att identifiera faktorereller flöden som indikerar tillståndet eller en föränd-ring hos ett system, orsakad av en viss aktivitet ellerprocess. Om en flödesanalys är ett sätt att studerasjälva aktiviteten eller orsaken, så är en tillståndsana-lys just ett sätt att beskriva effekterna eller verkan aven aktivitet. Till exempel kan eutrofiering studeras ge-nom att mäta läckage och göra en växnäringsbudgetpå gården (flödesanalys), eller genom att studera flora-och faunaförändringen eller mängden syreförbruk-ande ämnen i recipienten (tillståndsanalys).

En flödesanalys kvantifierar flöden, medan en till-ståndsanalys kan innehålla både kvantitativa och kva-litativa mått. En tillståndsanalys kan innehålla olikatyper av indikatorer, så som exempelvis mått på häl-san hos en indikatorart, förekomst av hotade arter,eller förändringar i mullhalt. För att följa förändringari tillståndet hos ett system kan dessutom index an-vändas, det vill säga en sammansättning av olikaindikatorer till ett enda mått.

Det landsomfattande svenska miljöövervaknings-systemet, PMK (Program för övervakning av miljö-kvalitet) är ett exempel på en sorts tillståndsanalys. IPMK ingår olika typer av indikatorer, exempelvis påluftföroreningar, försurning, samt hotade fåglar ochdäggdjur. En av målsättningarna med det svenska

1 Bernes, C., 1990. Monitor 1990. Svensk miljöövervakning.Naturvårdsveket, Solna.

miljöövervakningssystemet är ”att följa och beskrivatillståndet och växlingarna i miljön och påvisa föränd-ringar som orsakats av människan”1. Som exempel påen metod för tillståndsanalys har vi i denna rapportvalt att beskriva:■ biologiska indikatorer och metoden ”Index of

Biotic Integrity” (IBI).

Urvalet har gjorts för att metoden skulle kunna varaintressant i analyser av jordbrukets markanvändning.Metoden är relativt ny och ännu inte använd i Sverige.

Metoder som analyserar både flödenoch tillståndDet är svårt att dra en skarp gräns mellan flödes- ochtillståndsanalys. En metod som använder såväl flöde-sanalyser, för att studera exempelvis resursanvänd-ning eller emissioner orsakade av en aktivitet, somolika tillståndsindikatorer, för att bestämma exempel-vis påverkan av en aktivitet på till exempel den biolo-giska mångfalden i ett system är:■ livscykelanalys.

I denna rapport beskrivs dock metoden under flöde-sanalyser, eftersom dess tyngdpunkt i de studier därden hittills använts ligger där.

18


Under UNCED-konferensen i Rio de Janeiro 1992 eta-blerades ett ramverk med syftet att utarbeta bredaindikatorer för att följa vägen till en uthållig utveck-ling på olika nivåer, till exempel i olika länder, regio-ner och samhälls sektorer1. I linje med FN:s initiativska indikatorerna beskriva sociala, ekonomiska, eko-logiska och instrumentella aspekter av uthållighet. Dedelas ofta in i tre olika grupper:■ drivkrafter (driving forces, kallas ibland också

pressure eller control),■ tillstånd (state),■ respons (response).

Drivkrafter är indikatorer som mäter en process sompåverkar tillståndet i ett system, exempelvis mått påkväveläckaget per hektar eller halter av pesticider iyt- och grundvatten. De, i rapporten, beskrivna flöde-sanalysmetoderna kan ligga till grund för dessa in-dikatorer. Tillståndsindikatorer är mått på just tillstån-det, det kan vara indikatorer på jordens kemiska ochfysikaliska kvalitet, förändringen av artsamman-sättningen i ett ekosystem eller mått på inkomst-fördelningen i ett samhälle (se vidare i kapitlet omtillståndsanalyser, sid. 41). Responsindikatorer ärindikatorer som följer de förändringar som görs i sam-hället för att komma till rätta med ett oönskat tillstånd.

Valet av indikatorer är kritiskt. Det gäller att hitta in-dikatorer som har egenskaper som gör dem möjligaatt mäta och som verkligen mäter det man vill ha kun-skap om. Vilka människor eller grupper av männis-kor som väljer ut indikatorerna har avgörande bety-delse för det påverkar studiernas innehåll och därmedäven beslutsunderlaget. Det är önskvärt att alla som inågon mening påverkas ska ges möjlighet att definierauthållighet och identifiera lämpliga indikatorer. Detfinns exempel på när sådant prövats2, 3. I praktiken är

Uthållighetsindikatorer

det ofta politiker och forskare som arbetar med defi-nitioner av uthållighet och arbetar fram indikatorer1.

Halberg4 för en generell diskussion om problemenmed att välja indikatorer och att sedan tolka dem.Vilka indikatorer är relevanta för olika typer av verk-samhet, hur ska man göra rättvisa jämförelser och hurska man skilja förändringar orsakade av årsmån frånsådana orsakade av förändringar i produktionen? Hurska kvalitativa data ges lika stor tyngd som kvantita-tiva, och vilka viktiga aspekter belyses inte alls? Hurska man verifiera att det som beräknas eller mäts verk-ligen säger något om produktionsmetodens miljöpå-verkan och inte bara används för att det är data somär lätta att finna? Hallberg påpekar att det viktigasteresultatet av arbetet med indikatorer är att det gerökade kunskaper, mer diskussion och bättre förståelse.

Arbeten med uthållighetsindikatorer

Baltic 21 (Agenda 21 för Östersjöregionen) är ettexempel där ett arbete med indikatorer för att mätauthållighet initierats. Det är ett långsiktigt samar-bete mellan länderna runt Östersjön med syfte attnå en hållbara utveckling. Arbetet är uppdelat i niosektorer som anses vara avgörande för den ekono-miska och miljömässiga utvecklingen i regionen.Jordbruket är en av dessa sektorer. För varje sek-tor har handlingsprogram, mål och scenarier för enhållbar utveckling utarbetats. För att beskriva hurman når de uppställda målen, såväl de övergri-pande som de för varje sektor, har man identifieratoch använt indikatorer. I Sverige leder NUTEK(Verket för näringslivsutveckling) arbetet inom”Baltic 21 Näringsliv” – vårt ansvarsområde i sam-arbetet. Danmark ansvarar för jordbrukssektorn.Endast ett fåtal indikatorer, så som: växtnärings-läckage, handelsgödselanvändning, samt betes-

19


markens utbredning och produktivitet, är utarbe-tade för denna sektor.5

Millenium Ecosystem Assessment (MA) startade förtre år sedan och är ett samarbete mellan en lång radFN-organ, statliga organ, samt vetenskapliga och an-dra ickestatliga organisationer. Projektet har sitt fo-kus på att följa förändringar i globala och lokala eko-system och framförallt i systemens förmåga att gene-rera ekosystemtjänster. Man ska studera förändringarskonsekvenser för människor, samt för annat liv påjorden.6 Under de första åren har ett konceptuellt ram-verk för projektet utarbetats. Nu startar man värde-rings- och monitoringsfasen, som ska göras med hjälpav experter från många olika länder, med många olikaverktyg och på alltifrån global till lokal skala. Projek-tet har ett nära samarbete med FN:s konvention ombiologisk mångfald. I Sverige planeras två regionalaprojekt inom MA: ”Kristianstad vattenrike” och ”Na-tional stadsparken och urbana ekosystem i Stock-holm”. Centrum för naturresurs- och miljöforskningvid Stockholms universitet har huvudansvar för pro-jekten.

Miljövårdsberedningen har utarbetat ”tolv Grönanyckeltal” som har redovisats i budgetpropositionenoch finansplanen 1999. Dessa är tänkta att användasför att följa Sveriges anpassning mot en ekologiskthållbar utveckling7, 8. Nyckeltalen indelas i huvudsak-liga orsaker (drivkrafter), utsläppsnivåer och tillstånd(tillstånd), samt mått på omställningen hos aktörer (re-spons). De innehåller bland annat beräkningar avenergi-, material-, och kemikalieanvändning, mått påutsläpp av växthusgaser, försurande eller övergö-dande ämnen och biologisk mångfald.

Det finns också ett antal EU-initiativ där man sökerfinna indikatorer för att mäta jordbrukets miljöpåver-kan. Ett exempel är ”Environmental Indicators forSustainable Agriculture” (ELISA) som koordineras avEuropean Centre for Nature Conservation (ECNC) ochdär nio länder deltar (dock inte Sverige)9. Dessutomupprättar OECD en databas över agromiljöindikatorersom används i olika OECD-länder10.

1 Bell, S. och Morse, S., 2000. Sustainable indicators. Measuring theimmeasurable. Earthscan Ltd, London.

2 Izac, A.-M. och Swift, M.J. 1994. On agricultural sustainability andits measurement in small-scale farming in sub-Saharan Africa.Ecological Economics 11, 105-125.

3 Morse, S., McNamara, N., Acholo, M. och Okwoli, B., 2000. Visionsof sustainability : stakeholders, change and indicators. AshgatePub Co, Aldershot.

4 Halberg, N., 1999. Indicators of resource use and environmentalimpact for use in a decision aid for Danish livestock farmers.Agriculture, Ecosystem & Environment, 76, 17-30.

5 Baltic 21: Secretariat , 2001 Baltic 21 http://www.ee/baltic21/indicators/

6 Millenium Ecosystem Assessment 2002. http://www.millenniumassessment.org/en/index.htm (besökt 020814).

7 Miljövårdsberedningen 1998. Gröna nyckeltal för en ekologiskt hållbarutveckling. SOU 1998:170.

8 Miljövårdsberedningen, 1999. Gröna nyckeltal - följ den ekologiskaomställningen. SOU 1999:127. http://www.sou.gov.se/mvb/pdf/mvb-nyckeltal-rapp.pdf (besökt 020814).

9 The European Centre for Nature Conservation, 2000. ELISA:Environmental Indicators for Sustainable Agriculture. Final ProjectReport. http://www.ecnc.nl/doc/projects/elisa.html (besökt010611).

10 OECD, 2000. Agri-environmental indicators. http://www.oecd.org/agr/env/cntryint.htm#OECD (besökt 010809).

20


Ekosystemhälsa är ett begrepp som utvecklats medutgångspunkt från mänsklig hälsa1. Många forskarediskuterar och utvecklar begreppets innebörd ochanvändningsområde1, 2, 3, 4, 5, 6, 7. Dessa forskare menaratt begreppet hälsa som används i en vidare betydelsei ett ekosystem ger möjlighet att använda ett språkoch ett teoribygge som gör det lättare att finna lös-ningar på komplexa frågor. Sådana lösningar inbe-griper bland annat monitoring, riskbedömning och til-lämpning av försiktighetsprinciper. Forskarna anservidare att det är möjligt att i konsensus mellan sam-hälle och forskare identifiera kriterier som ska upp-fyllas för att ett ekosystem ska anses vid god hälsa.Begreppet innehåller bland annat aspekter på ettekosystems balans och möjlighet att anpassa sig tillförändringar1, 4. Cairns Jr och Niederlehner2 skriveratt "Ur en antropocentrisk synvinkel kan ekosystem-hälsa ses som bevarande av den biologiska integritetsom är nödvändig för att erhålla de ekosystemtjänstersom är nödvändiga för det mänskliga samhället" (fföversättning). Kritiker till begreppet hävdar däremotatt det är oanvändbart, bland annat på grund av attekosystem inte kan liknas vid organismer och därförinte har egenskaper som tillskrivs organismer, så somexempelvis hälsa8, 9. De menar att ekosystem endastär godtyckligt definierade enheter och att det inte gåratt vetenskapligt definiera vad som är gott eller ont iett ekosystem, och inte heller tillstånd av balans ellerjämvikt.

Indikatorer för att beskriva ekosystems hälsa

Det pågår ett omfattande arbete med att utvecklaindikatorer och index för att beskriva ekosystems ochagroekosystems hälsa, men studier där dessa användsär fortfarande svåra att finna. Index of Biotic Integrity(IBI) som beskrivs senare i denna rapport är dock ettexempel på en metod som använts, främst i akvatiska

system. Rapport m.fl.5 menar att primärproduktion,organisation (till exempel antal trofiska nivåer, dvs.växter, växtätare, nivåer av rovdjur, och funktionellagrupper – grupper av arter som utför en viss funk-tion) och resiliens (förmåga att återhämta sig efter enstörning) är några av de egenskaper som kan mätaseller beskrivas för att karaktärisera ett ekosystemshälsa.

Xu och Mage7 specificerar ytterligare, med fokus påsocioekonomiska mått, vad hälsa skulle kunna inne-bära i relation till agroekosystem. Författarna föreslåren analys av ett systems struktur, funktion, organisa-tion och dynamik. Struktur innehåller värderingar avresurstillgänglighet, diversitet och tillträde till mark-naden, medan funktion innehåller produktivitet ocheffektivitet. Organisation kan beskrivas i form av tillexempel grad av autonomi och självtillit, samt dyna-mik i form av resiliens och stabilitet.

Indikatorer på ekosystems hälsa

1 Waltner-Toews, D. 1996. Ecosystem health– a framework forimplementing sustainability in agriculture. BioScience, 46(9), 686-689.

2 Cairns Jr, J, Niederlehner, B.R. 1995 Ecosystem health concept as amanagement tool. Journal of Aquatic Ecosystem Health, 4, 91-95.

3 Rapport, D.J., 1995. Ecosystem services and management options asblanket indicators of ecosystem health. Journal of Aquatic EcosystemHealth, 4, 97-105.

4 Callicott, J.B. och Mumford, K., 1997. Ecological sustainability as aconservation concept. Conservation biology, 11(1), 32-40.

5 Rapport, D.J., Costanza, R. och McMichael, A.J., 1998. Assessingecosystem health. Trends in Ecology & Evolution, 13(10), 397-402.

6 Karr, J.R. och Chu, E.W., 1999. "Health" and "integrity" aremeaningful for environmental management. I: J.R. Karr och E.W.Chu (Red.), Restoring life in running waters. Island Press,Washington, DC, s. 16-21.

7 Xu, W. och Mage, J.A., 2001. A review of concepts and criteria forassessing agroecosystem health including a preliminary case studyof southern Ontario. Agriculture Ecosystems & Environment, 83(3),215-233.

8 Suter II, G.W., 1993. A critique of ecosystem health concepts andindexes. Environmental Toxicology and Chemistry, 12, 1533-1539.

9 Wicklum, D. och Davies, R.W. 1995. Ecosystem health and integrity?Canadian Journal of Botany, 73, 997-1000.

21


22


Miljöredovisning och miljöcertifiering

Kombinationer av analysmetoder ingår i olika formerav miljöredovisnings- och certifieringssystem somanvänds för att systematiskt följa och ange färdrikt-ningen i utvecklingen av en verksamhet. EU:s miljö-styrning och miljöredovisning (EMAS) och näringsli-vets miljöstandard (ISO 14000 m.fl.) är två exempel1.EMAS och ISO 14000 har en gemensam grund. EMASär en förordning antagen av EU, dit främst industri-ella företag frivilligt kan välja att ansluta sig och god-kännas, men som nu också har kompletterats för jord-och skogsbruksföretag. ISO 14000 är ett internationelltföretagsinitiativ för att internt kvalitetssäkra miljö-arbetet. Dessa två standarder innehåller regler för hurmiljöarbetet på exempelvis ett företag eller en organi-sation ska drivas. Det ska t.ex. finnas en miljöpolicy,en miljöplan med uppsatta miljömål, samt en miljö-revision för att utvärdera t.ex. om gällande regler följsoch om målen uppnås2. Det finns även andra meto-der för intern miljöbokföring, exempelvis ”SustainableDevelopment Records” (SDR), som kan användas förett företag, en kommun eller liknande3.

För vissa typer av jordbruksproduktion, t.ex. nya an-läggningar för uppfödning av fjäderfä eller svin ochnyplantering av skog kan det enligt EU:s lagstiftningkrävas en bedömning av aktivitetens effekter på mil-jön, en s.k. miljökonsekvensbeskrivning. I en sådanbeskrivning ska man på lämpligt sätt bedöma direktaoch indirekta effekter på bl.a. människor, flora ochfauna, mark, vatten, luft, klimat och landskap. I enmiljökonsekvensbeskrivning kan t.ex. de olika analys-metoderna som beskrivs i denna rapport ingå somunderlag.4

SCB och LRF har gemensamt utarbetat indikatorer ochnyckeltal med syftet att redovisa hela det svenska lant-brukets positiva och negativa miljöpåverkan. Denna

redovisning innehåller bl.a. beräkningar av den totalaenergiproduktionen och energikonsumtionen, växt-näringsbalanser och växtnäringsläckage, genomsnitt-liga doser och aktiv substans av bekämpningsmedelanvända per hektar, utsläpp av klimatgaser, samt om-fattning av mark i EU:s miljöstöd5.

Arbetsgruppen för miljönyckeltal som består av re-presentanter från SLU, SJV, Hushållningssällskap,KRAV, LRF, ODAL, Odling i balans och Svenska Lant-männen, utvecklar verktyg för att mäta ett jordbruks-företags miljöpåverkan6. De nyckeltal som hittills ta-gits fram är beräkningar av växtnäringsutnyttjande,energianvändning, markpackning, intensitet i an-vändning av kemiska bekämpningsmedel och indi-katorer på biologisk mångfald. Nyckeltalen ska främstanvändas för att visa utvecklingen för en enskild gård.”Odling i balans” har under flera år gjort omfattandeberäkningar och redovisningar av ”miljönyckeltal” påett antal pilotgårdar7.

Beräkningsgrunden för de olika miljönyckeltalen finnsbeskrivna av Bendz8. Han utvärderar också deras an-vändbarhet för att beskriva ett lantbruks miljöpåver-kan. Detta görs genom att analysera den noggrann-het med vilken de olika indikatorerna kan mätas, hurväl de kan fånga det de avser att indikera och nyttan iförhållande till arbetsinsatsen för lantbrukaren.

Ingående redovisning av miljöarbetet på en gård samtberäkningar av nyckeltal är basen för Lantmännensmiljöcertifieringssystem ”Svenskt Sigill”9. Andra ty-per av miljöcertifieringssystem är KRAV-certifieringför ekologisk odling och DEMETER-certifiering förbiodynamisk odling10, 11.

I ”Svenskt Sigill” är reglerna för vilka produktions-

23


metoder som får och inte får användas vaga. Regel-verket beskrivs med formuleringar som ”så litet sommöjligt och så mycket som är nödvändigt ”12. Iställetligger tyngdpunkten vid att mäta och beräkna olikatyper av miljöpåverkan med hjälp av bland annatnyckeltal samt genom detaljerad dokumentation avdriften. Certifieringssystemen för ekologisk odling(KRAV) och för biodynamisk odling (DEMETER) ba-seras däremot på en mer strikt kontroll av odlings-metoderna, och på idén att via en förändring av demutveckla ett miljövänligt och resurshushållande jord-bruk.

”Svenska bönders Miljöhusesyn” ingår som en del i”Svenskt Sigill” och består av ett frågeformulär. Dethar utvecklats för att vara ett hjälpmedel för bönderatt kontrollera att gården lever upp till miljölagstift-ning och bransch policy. En genomförd ”Miljöhuse-syn” är tänkt att dessutom kunna användas som ettmarknadsföringsargument13.

1 Svenska Miljönätet, 2001. Miljöledningsmarknaden, EMAS. http://www.miljostyrning.se/emas (besökt 010809).

2 Anonym, 2001. Europaparlamentets och rådets förordning (EG) nr761/2001 av den 19 mars 2001 om frivilligt deltagande förorganisationer i gemenskapens miljölednings- ochmiljörevisionsordning (EMAS). Europeiska gemenskapernasofficiella tidning. http://www.miljostyrning.se/document/emas/s_emas761-01.pdf (besökt 011214)

3 Nilsson, J. och Bergström, S., 1995. Indicators for the assessment ofecological and economic consequences of municipal policies forresource use. Ecological Economics, 14, 175-184.

4 Europeiska rådets officiella tidning, 1985. Europeiska rådets direktiv85/337/EEG av den 27 juni 1985 om bedömning av inverkanpå miljö av vissa offentliga och privata projekt. Svensk specialutgåva: Område 15 vol. 6 s.6. (kan erhållas via http://europa.eu.int/comm/environment/eia/eia-legalcontext.htm).

5 Bendz, E., 2000a. Miljöredovisning för svenskt jordbruk 2000, SCBoch LRF, Stockholm.

6 Gustafsson, K., 2001. Miljönyckeltal : kväve, fosfor, kadmium, energioch markpackning. Fakta: Jordbruk ; 2001:7, SLU, Uppsala.

7 Odling i balans, 2001. http://www.odlingibalans.com (besökt010809).

8 Bendz, E., 2000b. Är miljönyckeltal användbara för att beskriva ettlantbruksföretags miljöpåverkan? Examensarbete 327, Institutionenför ekonomi, SLU.

9 Svenskt sigill, 2001a. http://www.svenskt-sigill.com (besökt 010809).10 KRAV, 2001. KRAV regler, Uppsala.11 Demeterregler, 1997. Tillgänglig från: http://www.demeter.nu (besökt

010611).12 Svenskt sigill, 2001b. Höga krav för att bli Svenskt Sigill-odlare.

http://www.svenskt-sigill.com/odlaren.html (besökt 010809).13 LRF, 2001. Sveriges bönders miljöhusesyn. Tillgänglig från: http://

www.miljohusesyn.nu (besökt 010809).

24


25


Beskrivning av några i lantbruket användanaturresurs- och miljöanalyser, deras styrkoroch svagheter

FlödesanalyserMaterialflödesanalyserI en materialflödesanalys (MFA) kvantifieras fysiskaflöden orsakade av en produktion eller en aktivitet.Vanligast är att systemgränsen för studien är en regioneller ett land. MFA utvecklades i början av 90-talet,framförallt vid det tyska Wuppertalinstitutet. Material-flödesanalyser är i praktiken underlag för många an-dra resursanalyser så som exergi- och emergianalyser,livscykelanalys och ekologiska fotavtryck.

I en total MFA kvantifieras alla ingående material-flöden, både direkta och indirekta. En sådan analysantas ge en grov indikation på materialomsättning-ens storlek och på graden av miljöpåverkan. Analy-sen kan också begränsas till att beskriva enbart de di-rekt materialflödena, alltså inte inkludera de indirektaflödena som en viss materialproduktion orsakar, ex-empelvis gråberg vid gruvbrytning, erosion vid mark-användning eller skogsavverkning för att dra fram enväg.

I materialflödesanalyser kvantifieras olika materialmed hjälp av dess vikt. De olika materialflödena re-dovisas sedan var för sig. Det finns förslag om indel-ning av materialflöden i fem kategorier för att under-lätta jämförelser. Dessa kategorier är biotiska mate-rial, abiotiska material, jord, luft och vatten1. Idag ärdet vanligt att redovisa i grupper om förnybara ochicke förnybara resurser.

Så kan materialflödesanalyser användas

MFA kan användas för att följa upp hur mycket ma-terial som exempelvis en produktion, region eller ettland använder. Analysen kan åskådliggöra hur mate-rialet används, identifiera olämplig användning ochvar åtgärder för att minska användningen bäst bör

sättas in. Under slutet av 90-talet startades ett euro-peiskt nätverk ConAccount (Coordination of regio-nal and national material flow accounting for environ-mental sustainability) för att diskutera behov av forsk-ning och främja materialflödesanalysernas användbar-het2. Nätverket koordineras av Wuppertalinstitutet isamarbete med bland andra SCB i Sverige.

En svensk officiell materialflödesstatistik håller på attsammanställas. Den är tänkt att användas som under-lag till arbeten som rör resurseffektivisering och föratt ge möjlighet att övervaka kretsloppsanpassningenav samhället2. Materialflödesanalyser kan ocksåkomma att ingå i de nationella miljöräkenskaper sombyggs upp i ett flertal länder, däribland Sverige, i vilkautnyttjande av naturresurser och miljö ska ”hanterasinom samma ramar” som den nationella ekonomin2.

Begreppet ”rättvist miljöutrymme” baseras på mate-rialflödesberäkningar och är den mängd resurser somkan användas av ett lands eller en regions befolkningutan att inskränka framtida generationers möjlighe-ter att försörja sig. Begreppet introducerades av Jor-dens Vänner i Holland i samband med UNCED-kon-ferensen i Rio de Janeiro 1992. Miljöutrymmesberäk-ningar har gjorts för flera europeiska länder, däriblandSverige3.

”Materialinsats per enhet av tjänst” (Material InputPer unit of Service, MIPS) är det totala materialflödet

1 Hinterberg, F., Luks, F. och Schmidt-Bleek, F., 1997. Material flows vs."natural capital". What makes an economy sustainable? EcologicalEconomics, 23, 1-14.

2 SCB och LRF, 2000. En framtida nationell materialflödesstatistik –användning av natrurresurser, substanser och kemikalier iproduktion och konsumtion. Rapport 2000:4. SCB-tryck, Örebro.

3 Jordens Vänner, 1997. Ställ om för Rättvist Miljöutrymme. Mål ochberäkningar för ett hållbart Sverige, Miljöförbundet Jordens Vänner,Stockholm.

26


i kilogram för att erhålla en viss ”tjänst”. Det kan tillexempel vara materialanvändningen för att köra enbil en kilometer eller för att producera en yoghurt.All materialanvändning inkluderas i beräkningen,även indirekt material som krävts för en produktion(se ovan). Produkternas hela livslängd beaktas också,på så vis inkluderas även resurser som krävs för attskrota bilen eller ta hand om yoghurtförpackningen1.I en MIPS värderas miljöpåverkan under hypotesenatt den är proportionell mot materialanvändningen.Intentionen är att på detta sätt värdera effektiviteten iproduktionen av olika ”aktiviteter”2, 3.

Dematerialisering innebär en förhoppning om en möj-lig frikoppling av välstånd från naturresursanvänd-ning. Det sker genom en effektivare användning avresurer. Dematerialisering och Faktor X (ex. Faktor 4:fördubbling av välfärden och en halvering av resurs-användningen, Faktor 10: minskning av den absolutaresursanvändningen till 1/10-del, Faktor 20: miljö-förbättringar med en faktor 20 eller mer över en 50års period) är närbesläktade politiska koncept sombygger på MIPS4, 5. Koncepten avser reducering av dentotala resursanvändningen på nationell nivå4.

Substansanalyser studerar ett ämne i taget

En ”substansflödesanalys” (SFA) är en sorts material-flödesanalys som följer ett ämne i taget, vanligen ettämne som är relaterat till någon slags miljöpåverkan.I en substansflödesanalys utvidgas materialflödes-analysen till att inte bara behandla materialanvänd-ningen utan också identifiera och kvantifiera källor,upplagring och emissioner av det aktuella ämnet6. Ensubstansflödesanalys kan snabbt indikera var i sam-hället som ett ämne ackumuleras eller läcker, så attinsatser kan sättas in där de ger störst effekt.

Guinée m.fl.7 har genom SFA, samt med hjälp av data-baser och modeller beräknat den årliga ackumule-ringen av kadmium, koppar, bly och zink till hol-ländsk jordbruksmark. Holländska forskare har ocksåupprättat balanser för dessa tungmetaller i olika ty-per av odlingssystem, och bland annat jämfört ekolo-gisk, integrerad och konventionell odling med olika

typer av gödsel8. Källor till, och ackumulationen avkadmium, kvicksilver och bly i jordbruket har sedanbörjan av 1900-talet beräknats av Andersson9. Erik-son m.fl.10 har studerat ackumulationen av kadmiumi vete. Bergbäck11 har gjort en nationell SFA över kad-mium under perioden 1940 till 1990. Palm12 har ut-vecklat en datamodell för kadmiumflöden i jord ochväxt.

Att dra slutsatser om ekologisk uthållighet utifrån en MFA

En grundläggande utgångspunkt i en MFA är att denmängd material som används i processer i samhälletbeskriver en utarmning av vårt naturkapital. Samti-digt ger resursanvändningen också indikationer på dettryck, eller den stress, som ekosystemen utsätts förnär de ska ta hand om samhällets avfall13. Det enklasambandet är att ju högre total resursförbrukning de-sto sämre uthållighet. Grovt men pedagogiskt! Detstarka fokus på inflöde av material gör dock att allemissionsminskande teknologi som förbrukar ytter-ligare resurser i analysen ses som en försämring, dådet ökar den totala resursanvändningen3.

Materialflödesanalyser baseras på fysisk resursteorioch har ingen direkt relation till teorier om ekosystemsorganisation. Metoden baseras på linjära modeller avekonomins förhållande till ekosystemen. In flödarenergi, råvaror, arbete och kapital och ut kommervaror, tjänster, avfall och utsläpp. Ekosystemens livs-understöd i form av att återbilda resurserna och för-utsättningarna för att detta ska kunna ske beaktas inte.Om kretslopp beaktas så är det vårt mänskliga krets-lopp för återanvändning, till exempel sopsortering ochomhändertagande av giftiga kemikalier.

Materialflödesanalysens styrka

Materialflödesanalysen har ett enkelt koncept, är pe-dagogisk och tydlig och har ett brett användningsom-råde, då den används för att indikera grova skillna-der i jämförelser mellan olika aktiviteter.

Materialflödesanalysens svaghet

Att man inte viktar mellan olika typer av material-flöden är en svaghet, eftersom det i sig innebär en

27


värdering. Olika ämnen får då samma betydelse vidaggregering, det vill säga ett kg järn får samma värdesom ett kg plast, bly eller något annat. Helt utan agg-regering blir analysen dock lätt oöverskådlig. Emis-sionshämmande teknologi kan inte hanteras3.

EnergianalyserDet finns många olika typer och tillvägagångssätt närdet gäller energianalyser. De avgörande skillnadernaligger i om och hur analyserna beaktar energikvalitet,samt var analyserna har sina systemgränser. En skil-jelinje går mellan analyser som inkluderar respektiveinte inkluderar ”gratis” energi från naturen, så somenergi i solstrålning, vind, regn, organiskt material,samt mänsklig arbetskraft. Analysernas vetenskapliga

bas är till olika grad utvecklad och tydliggjord.

Energianalys

Många energianalyser har gjorts genom att beräknaden mängd hjälpenergi eller inköpt energi mätt ivärmekvivalenter (joule) som krävts för att produceraen vara eller tjänst. Detta sätts sedan i relation till hurmycket energi som återfinns i den tillverkade produk-ten. Sådana analyser är gjorda för många av vårajordbruksgrödor14, 15, 16, 17, 18, 19. Jämförelser av energi-användningen i olika produktionsformer så som ikonventionell och ekologisk odling har också stude-rats20, liksom för en region eller ett lands hela jord-brukssektor eller livsmedelssektor21, 22, 23, 24, 25, 26. Energi-analys har också använts för att studera energiåtgång-

1 Hertwich, E.G., Pease, W.S., Koshland, C.P., 1997. Evaluating theenvironmental impact of products and production processes: Acomparison of six methods. Science of the Total Environment,196(1), 13-29.

2 Hinterberg, F. och Schmidt-Bleek, F., 1999. Dematerialization, MIPSand Factor 10. Physical sustainability indicators as a social device.Ecological Economics, 29, 53-56.

3 Krotscheck, C., 1997. Measuring eco-sustainability: comparison ofmass and/or energy flow based highly aggregated indicators.Environmetrics, 8, 661-681.

4 Kågesson, P., 2000. Is Factor 10 a useful tool in environmental policy?I: S. Högberg (Red.), Dematerialization and factor 10 : survey,AFR-report; 240, AFN, Naturvårdsverket, Stockholm., s. 1-31.

5 Holmberg, J. och Karlsson, S., 2000. On the Factor X concept from asustainability perspective. I: S. Högberg (Red.), Dematerializationand factor 10 : survey, AFR-report; 240, AFN, Naturvårdsverket,Stockholm, s. 33-64.

6 Burström, F., 1998. Municipal material accounting and environmentalmanagement. Licentiatavhandling, Tekniska högskolan, Stockholm.

7 Guinée, J.B., van der Bergh, J.C.J.M., Boelens, J., Fraanje, P.J., Huppes,G., Kandelaars, P.P.A.A.H., Lexmond, T.M., Moolenaar, S.W.,Olsthoorn, A.A., Udo de Haes, H.A., Verkuijlen, E. och van derVoet, E., 1999. Evaluation of risk of metal flows and accumulationin economy and environment. Ecological Economics, 30, 47-65.

8 Moolenaar, S. och Lexmond, T., 2001. Applications of dynamicbalances in agricultural systems I: E. van der Voet, J.B. Guinée,H.A. Udo de Haes (Red.), Heavy metals: a problem solved? Methodsand models to evaluate policy strategies for heavy metals. KluwerAcademic Press, Dordrecht, s. 139-152.

9 Andersson, A., 1992. Trace elements in agricultural soils - fluxes,balances and background values. Report 4077, SwedishEnvironmental Protection Agency, Stockholm.

10 Eriksson, J., Andersson, A. och Andersson, R., 1997. Current statusof Swedish arable soils. Rapport 4778, Naturvårdsverket,Stockholm.

11 Bergbäck, B., Anderberg, S. och Lohm, U., 1994. Accumulatedenvironmental impact: the case of cadmium in Sweden. Science ofthe Total Environment, 145(1-2), 13-28.

12 Palm, V., 1994. A model for sorption, flux and plant uptake ofcadmium in a soil profile: model structure and sensitivity analysis.Water, Air and Soil Pollution, 77, 169-190.

13 Hinterberg, F., Luks, F. och Schmidt-Bleek, F., 1997. Material flowsvs. "natural capital". What makes an economy sustainable?Ecological Economics, 23, 1-14.

14 Törner, L., 1995a. Energiutbytet i växtodlingen – några exempelfrån praktiken. Lantbrukets energibalans – enregiflöden i jord- ochskogsbruk. Seminarium den 19 april 1995 på Kungl. Skogs- ochLantbruksakademien i samarbete med Svenska Lantmännen.Kungliga Skogs och Lantbruksakademins tidskrift, 134(6), 69-75.

15 Törner, L., 1995b. Energibalans på tio gårdar. Odling i Balans.Vallåkra.

16 Sonesson, U., 1993. Energianalyser av biobränslen från höstvete,raps och salix. Rapport 174, Institutionen för lantbruksteknik, SLU,Uppsala.

17 Börjesson, P.I.I., 1996. Energy analysis of biomass production andtransportation. Biomass and Bioenergy, 11(4), 305-318.

18 Hovelius, K., 1997. Energy-, exergy- and emergy analysis of biomassproduction, Rapport 222, Institutionen för lantbruksteknik, SLU,Uppsala.

19 Nilsson, D., 1997. Energy, exergy and emergy analysis of usingstraw as fuel in district heating plants. Biomass and Bioenergy,13(1 & 2), 63-73.

20 Refsgaard, K., Halberg, N. och Kristensen, E.S., 1998. Energyutilization in crop and dairy production in organic and conventionallivestock production systems. Agricultural Systems, 57(4), 599-630.

21 Giampietro, M., Cerretelli, G. och Pimentel, D., 1992. Energy analysisof agricultural ecosystem management – human return andsustainability. Agriculture, Ecology and Environment, 38, 219-244.

22 Jansén, J., 2001. Energy analysis of early, mid and late 20th centurySwedish farming systems: a local case study. Journal of SustainableAgriculture, 17(4), 9-25.

23 Pimentel, D.C., Wilson, C., McCullum, R., Huang, P., Dwen, J., Flack,Q., Tran, T., Saltman, T. och Cliff, B., 1997. Economic andenvironmental benefits of biodiverstity. BioScience, 47, 747-758.

24 Schroll, H., 1994. Energy-flow and ecological sustainability in Danishagriculture. Agriculture Ecosystems & Environment, 51, 301-310.

25 Uhlin, H.-E., 1997. Energiflöden i livsmedelskedjan. I: En systemstudieför ett miljöanpassat och uthålligt jordbruk. Rapport 4732,Naturvårdsverket, Stockholm.

26 Uhlin, H.-E., 1999. Energy productivity of technological agriculture-lessons from the transition of Swedish agriculture. Agriculture,Ecosystems and Environment, 73, 63-81.

28


en för olika typer av dieter, exempelvis vegankost ochlaktovegetarisk kost gentemot blandkost1. Sedanenergikrisens dagar har försök gjorts för att standardi-sera metoden2. Det finns också omfattande handböcker,med detaljerade data för energiåtgången, för olika ak-tiviteter i jordbruket3 och inom livsmedelssektorn4.

Samtliga energianalyser som beskrivs i denna rapportär gjorda enligt processmetoden, som är den absolutvanligaste. I processmetoden beräknas användningenav direkt hjälpenergi i produktionen, samt energi-användningen för att producera de hjälpmedel sombehövs under produktionen. Vanligtvis sätts system-gränsen vid resursanvändningen för att producerainsatsmedel och maskiner, eftersom man antar attenergianvändningen för att producera maskiner somproducerar maskinerna, och så vidare, är försumbar iberäkningarna.

Energianalys kan också göras enligt ”input/output”-metoden. Denna metod grundar sig på ekonomiskainput/output-tabeller över flödet av varor och tjäns-ter inom olika samhällssektorer i ett land eller en re-gion. Sådana tabeller upprättades i USA under andravärldskriget för att kanalisera resurser till krigs-industrin, samt under planekonomin i Sovjetunionen.Metoden är mer omfattande och har högre noggrann-het än processmetoden, men kräver att aktuella ta-beller över in- och utflöden av resurser mellan olikasamhällssektorer finns tillgängliga. ”Input/output”-metoden har främst använts i USA, för att exempel-vis analysera hur förändringar i produktion eller kon-sumtion av en vara eller tjänst påverkar energibehoveti olika sektorer.5

Att dra slutsatser om ekologisk uthållighet utifrån en energianalys

Analysen blev populär under energikrisen på 1970-talet och har sitt fokus på användningen av fossil-energi. Eftersom den endast tar hänsyn till använd-ningen av hjälpenergi kan den bara säga något omden aspekten av uthållighet.

Energianalysens styrka

Informationen från energianalyser är lätt att förmedla

och de är relativt enkla att göra. Analyserna ger engrov fingervisning om resursanvändningen i jämfö-relser mellan processer där man vet att exempelvisanvändning av fossilenergi har avgörande betydelse.

Energianalysens svaghet

Eftersom energianalysen inte i högre grad beaktarenergikvaliteter och vanligen inte heller ”gratis” en-ergi (se ovan) så är den inte lämplig att använda i ana-lyser där man vill jämföra system som drivs av olikatyper av energi och där mycket direkt naturarbete frånlokala ekosystem ingår, till exempel i jordbrukssystem.

Exergianalys

Exergi är ”arbete (ordnad rörelse) eller förmåga tillarbete”6. I detta sammanhang definieras arbete sommekaniskt arbete. Energi är oförstörbar, men exergi,det vill säga energins förmåga att uträtta arbete för-brukas vid alla energitransformeringar (när energinövergår i en annan form). Exergin är därför ändlig ochman skulle kanske kunna säga att vi lever av denexergi som bildades vid ”big bang”. Alla energi-omvandlingar ger sammanlagt en exergiförlust ochen entropiproduktion som ökar oordningen i univer-sum. Eftersom det är den arbetsförmåga (den exergi)som energin har som är värdefull för oss är det vik-tigt att analysera hur vi hushållar med den i olika pro-cesser.

En exergianalys av en produktion bygger på en pro-cessanalys (se energianalys, ovan), i vilken den an-vända mängden energi direkt i produktionen, och in-direkt vid produktion av insatsmedel, korrigeras meden kvalitetsfaktor som omvandlar alla energislag tillsamma fysiska energikvalitet, det vill säga till exergi.Enheten på exergi är, liksom på energi, joule. På så visär kvalitetsfaktorn enhetslös eller uttrycks i procentoch beskriver den mängd joule exergi som kan erhål-las per joule energi av det aktuella energislaget.

Exergiutbytet i en process är ett mått på den egentligaeffektiviteten i vårt utnyttjande av energi. Exergi måstealltid beräknas i förhållande till ett referenstillståndoch beskriver hur mycket ett system avviker från detta

29


referenstillstånd6. I till exempel varmt vatten är exerginden värmeenergi som kan utvinnas ur temperaturskill-naden mellan vattnet och dess omgivning.

Exergi kan också beräknas för material som inte ärprimära energikällor. Då beräknas exergin som skill-naden i kemisk potential och koncentration för ett el-ler flera material i ett visst system i förhållande tilldess omgivning6, till exempel järnmalm i svenska gru-vor. Den kemiska potentialen är ett mått på ett ämnesenergiinnehåll och beror av ämnets kemiska samman-sättning, men också av de specifika tryck- och tempe-raturförhållandena7. I naturen kan ett jämviktstillståndför järn exempelvis vara rost. Exergin i järn kan dåberäknas som skillnaden i kemisk potential mellan denform av järn som man har och rost.

Begreppet exergi är nära relaterat till informations-begreppet. Båda beskriver graden av ordning ochkontrast i ett system8. Exergiinnehållet i olika typerav information är möjligt att beräkna, t.ex. exergi perbit information eller exergi per gram DNA9, 10. Sådanaberäkningar kan vara viktiga när jordbrukssystem skaanalyseras och jämföras, eftersom det krävs energi ochandra resurser att bygga och underhålla information.Exempel på sådana aktiviteter och stukturer som ”kos-tar” är modern växtförädling eller evolutionen hos enart, liksom organisationen i ett landskap, det vill sägahur de olika landskapselementen är placerade i för-hållande till varandra.

I Sverige har exergianalysen främst använts för attberäkna effektiviteten i olika tekniska processer därintresset varit att optimera energianvändningen i

själva processen. I dessa processer kan en energi- ochen exergianalys ge helt skilda resultat. Figur 5 visaratt en energianalys av ett elektriskt element indikeraren verkningsgrad av elvärme på omkring 100 %,medan en exergianalys i stället tyder på att den skullevara omkring 5 %. I denna typ av analys har exergi-analysen sin givna plats, eftersom den kan ge ett ge-mensamt mått på energioch resursförbrukning samtidentifiera stora energiläckor. Finnveden och Öst-lund11 argumenterar för att exergianalys också är an-vändbar som en del i en LCA, där den kan ge en indi-kation på miljöpåverkan – ju större exergiförlust de-

1 Bruce, Å., Egonsson, D., Karlsson, T. och Pettersson, O., 1997. Vegan- vegetarian - allätare?, SLU Kontakt 3, SLU, Uppsala.

2 IFIAS, 1974. Energy analysis methodology and conventions 25th-30th August, 1974, Guldsmedshyttan. IFIAS workshop report; 6,Stockholm.

3 Stout, B.A. (Red.), 1992. Energy in world agriculture. Elsevier,Amsterdam.

4 Carlsson-Kanyama, A., Faist, M., 2000. Energy use in the food sector:a data survey. AFR-report 291, AFR, Naturvårdsverket, Stockholm.

5 Hall, C.A.S., Cleveland, C.J. och Kaufmann, R., 1986. Energy andresource quality. The ecology of the economic process. John Wiley& Sons, Inc. New York.

6 Wall, G., 1993. Exergilära. Handledning för självstudier. Exergi,ekologi, demokrati, Möndal.

7 Bolt, G.H. och Bryggenwert, M.G.M. (Red). 1978. Soil chemistry, A.Basic elements. Elsivier. Amsterdam.

8 Beckman, O., Kjöllerström, B., Sundström, T., 1997. Energilära:grundläggande termodynamik för högskolestudier. Liber, Stockholm.

9 Jørgensen, S.E., 1992. Exergy and ecology. Ecological modelling,63, 185 - 214.

10 Jørgensen, S.E., 1998. Exergy as orientors for the development ofecosystems. I: S. Ulgiati (Red.), Advances in energy studies. Energyflows in ecology and economy. Procedings of a Conference in PortoVenere, Italy, the 26-30 of May, 1998. Musis Publisher, Rom, s.403 - 414.

11 Finnveden, G. och Östlund, P., 1997. Exergies of natural resourcesin life-cycle assessments and other applications. Energy, 22(9),923-931.

12 Wall, G., 1977. Exergy – a useful concept within resource accounting.Rapport nr. 77-42, Institutionen för teoretisk fysik, Chalmers tekniskahögskola, Göteborg.

Figur 5. Beräkningar av effektivitet i omvandlingen av el till värme i ett elektriskt element för uppvärmning av ett hus,

uttryckt i energi och i exergi (omarbetning efter Wall12).

Energiflöde Exergiflöde

Elektricitet ElektricitetVärme Värme

Verkningsgrad ≈ 5 %Verkningsgrad ≈ 100 %

30


sto större potentiell påverkan på omgivande system.

Exergianalysen har även använts i analyser av olikalantbruksgrödor, t.ex. för olika grödor som odlas förenergiproduktion (salix och raps) och halm1, 2.

Att dra slutsatser om ekologisk uthållighet utifrån en exergianalys

Det finns forskare som arbetar med att utveckla exergi-analysen för att studera processer i ekosystem genomatt beräkna exergin i exempelvis en viss struktur, ibiomassa och i information3, 4. Dessa studier byggerpå teorier om generella principer för självorganiser-andesystem och har en ansats att beskriva uthållighetur ett systemekologiskt perspektiv, på basis av exergi-användningen. Det system som effektivast lyckasfånga exergi och utnyttja den för att fånga in och lagramer exergi, genom att exempelvis bygga komplexastrukturer och driva systemet längre och längre fråntermodynamisk jämvikt5, 6 överlever bäst. Ayres ochMasini7 föreslår användning av exergiberäkningar föratt analysera potentiella miljöeffekter av avfall ochemissioner. Bastianoni och Marchettini8 har använtanalysen för att mäta graden av organisation i ak-vatiska ekosystem, och studerat förändringar efter till-försel av avloppsvatten. Szargut9 analyserade den eko-logiska kostnaden för att tömma lager av icke förny-bara fysiska naturresurser med hjälp av exergiberäk-ningar.

Hur metoden kan vara till nytta för praktiska analy-ser av ekologisk uthållighet i agroekosystem är svårtatt säga då de matematiska beräkningarna för sådanasystem är omständiga och bland annat kräver att mankan definiera referenstillstånd.

Exergianalysens styrka

Exergianalysen tar hänsyn till kvalitetsskillnader iolika former av energi genom att relatera energi-värdena till mekanisk energi. Den har också en kon-sistent naturvetenskaplig bas för beräkningar och jäm-förelser av resurser och emissioner.

Exergianalysens svaghet

Analyserna är svåra att kommunicera med ickefysiker.

Exergiberäkningar för ekonomiska och ekologiskasystem, så som jordbrukssystem, där jämviktstillståndär svåra att fastställa blir komplicerade eller också re-ducerade till att endast beakta ett fåtal aspekter i taget.

Emergianalys

Emergianalysen värderar såväl de varor och tjänstersom har ett marknadsekonomiskt värde som de somanses som ”gratis”, till exempel sol, vind, regn, mark-mineralisering och pollinering. Metoden värderardessa resurser med hjälp av en gemensam beräknings-bas – den mängd energi av ett slag som krävts direktoch indirekt för att bilda dem. I en emergianalys kanutnyttjande av exempelvis olja, järn eller plast värde-ras i förhållande till sol, vind, pollineringsarbete ochorganiskt material. Metoden värderar också det re-sursbehov för en vara eller tjänst i samhället, till ex-empel infrastruktur, utbildning och sjukvård, som ärnödvändigt understöd för att en människa ska kunnautföra ett arbete.

Emergianalysen har utvecklats av H.T. Odum ochhans forskargrupp vid University of Florida. Meto-den bygger på systemprinciper för levande systemmed systemekologi och termodynamik som veten-skaplig bas. Emergianalysmetoden har en tydlig eko-centrisk ansats.

Emergianalysen har sin utgångspunkt i att energi-instrålning från solen, energi från jordens inre och frånmånens dragningskraft bildar energibasen för allt ar-bete som kan utföras i geobiosfären, om det så är kon-centrering av mineral genom bergskedjeveckningaroch vulkanutbrott, selektion och urval i utveckling avnya arter, organisationen av näringsvävar i ett eko-system eller industriell produktion. Eftersom energi-basen är begränsad uppstår konkurrenssituationer. Desystem som, i denna konkurrens, använder resurserpå det effektivaste sättet för att dra in mer resurseröverlever. Detta synsätt leder fram till en hypotes omatt det finns någon sorts effektivitet i naturen, att alltmåste vara till nytta för systemet eller för sin omgiv-ning. Det är detta som bildar motivet till att mäta re-sursanvändning utifrån den totala mängd energi som

31


har krävts för att bilda en resurs.

Emergi kan inte mätas direkt i en vara eller tjänst utanär ett mått på all direkt och indirekt resursanvänd-ning som gått åt när den har producerats, härledd till-baks till den mängd energi av en typ – vanligen sol-energi – som den representerar. För varje resurs be-räknas mängd solenergi per enhet av resursen. Enhe-ten för emergi är solemergijoule (sej). Emergi kan iprincip också beräknas med andra former av energisom bas (exempelvis i ”koljoule” eller ”oljejoule”),men solenergi har använts i alla senare analyser.Emergiinnhållet i till exempel ett träd beräknas ge-nom att addera den solenergi som bildat det regn ochden vind som når trädet, samt den solstrålning somträffar det, med den solenergi som krävs för vittringav de näringsämnen som bygger trädet. Om det integår att härleda den mängd solenergi som gått åt föratt generera en resurs, beräknas energiåtgången medhjälp av direkt och indirekt energiåtgång för att gene-rera en likvärdig resurs. Det är exempelvis fallet förolja då geologiska processer som inte härrör från so-len är inblandade. Emergi i olja har därför hittills be-räknats via den solenergi som krävts för att genereralika mycket värmeenergi genom förbränning av trä.Sådana beräkningar medför alltid en viss osäkerheteftersom det inte säkert går att fastställa vad som ären likvärdig resurs, det hela beror på vilka aspektersom värderas högst. I fallet med olja kan det ju varaså att oljans "värde" som energikälla, den aspekt somhittills beaktats, ur ett ekosystemperspektiv är betyd-ligt lägre än dess "värde" i form av att den binder inCO2 och gör atmosfären gynnsam för liv i sin nuva-rande form10.

Emergi har använts för att beskriva olika länders to-tala beroende av lokala och importerade, förnybaraoch ickeförnybara naturresurser och för att analyseranaturresursbasen för olika transaktioner i världshan-del, varu- och energiproduktion och olika typer avmarkanvändning. Emergianalyser har bland annatgjorts av resursanvändningen i den totala svenskalivsmedelskonsumtionen11. Även resursanvändnin-gen i ekologisk och konventionell tomatproduktion12,

samt för olika jordbruksgrödor13, 14 har studerats medhjälp av emergianalys.

Till skillnad från energianalysen, men i likhet medexergianalysen (se ovan) betonas i emergianalysen

1 Hovelius, K., 1997. Energy-, exergy- and emergy analysis of biomassproduction, Rapport 222, Institutionen för lantbruksteknik, SLU,Uppsala.

2 Nilsson, D., 1997. Energy, exergy and emergy analysis of using strawas fuel in district heating plants. Biomass and Bioenergy, 13(1 &2), 63-73.

3 Jørgensen, S.E., 1992. Exergy and ecology. Ecological modelling,63, 185 - 214.

4 Jørgensen, S.E., 2000. A general outline of thermodynamicapproaches to ecosystem theories. In: S.E. Jørgensen, F. Müller(Red.), Handbook of ecosystem theories and management. LewisPublisher, Boca Raton, s. 113-133. environmental benefits ofbiodiverstity. BioScience, 47, 747-758.

5 Jørgensen, S.E., 1998. Exergy as orientors for the development ofecosystems. I: S. Ulgiati (Red.), Advances in energy studies. Energyflows in ecology and economy. Procedings of a Conference in PortoVenere, Italy, the 26-30 of May, 1998. Musis Publisher, Rom, s.403 - 414.

6 Kay, J.J., Regier, H.A., Boyle, M. och Francis, G., 1999. An ecosystemapproach for sustainability: addressing the challenge of complexity.Future, 31, 721-742.

7 Ayres, R.U. och Masini, A., 1998. Waste exergy as a measure ofpotential harm. I: S. Ulgiati (Red.), Advances in energy studies.Energy flows in ecology and economy. Proceedings of a Conferencein Porto Venere, Italy, the 26-30 of May, 1998. Musis Publisher,Rom, s. 113-128.

8 Bastianoni, S. och Marchettini, N., 1997. Emergy/exergy ratio as ameasure of the level of organization of systems. EcologicalModelling, 99(1), 33-40.

9 Szargut, J., 1998. Exergy analysis of thermal processes: ekologicalcost. I: S. Ulgiati (Red.), Advances in energy studies. Energy flowsin ecology and economy. Proceedings of a Conference in PortoVenere, Italy, the 26-30 of May, 1998. Musis Publisher, Rom, s.77-97.

10 Björklund, J., 2000. Emergy analysis to assess ecological sustainability,strengths and weaknesses. Doktorsavhandling, Agraria 242, SLU,Uppsala

11 Johansson, S., Doherty, S.J. och Rydberg, T., 2000. Sweden foodsystem analysis. Brown, M.T. Emergy synthesis. Theory andapplications of the emergy methodology. Proceedings from the FirstBiennial Emergy Analysis Research Conference, Gainesville,Florida, September 1999. The Center for Environmental Policy,Department of Environmental Engineering Science, Gainesville.

12 Lagerberg, C., 1999. Emergy analysis of the resources use ingreenhouse crop production and of the resources basis of theSwedish economy. Doktorsavhandling, Agraria 191, Dissertation,Swedish University of Agricultural Sciences, Alnarp.

13 Ulgiati, S., Odum, H.T., Bastianoni, S., 1994. Emergy use,environmental loading and sustainability. An emergy analysis ofItaly. Ecological Modelling, 73, 215-268.

14 Brandt-Williams, S. 2001. Emergy of Florida Agriculture. I: Handbookof emergy evaluation. Folio nr 4. Center for wetlands, Dept. ofEnvironmental Engineering, University of Florida, Gainesville. http://www.enveng.ufl.edu/homepp/brown/syseco/xchng.htm (besökt020130).

32


energiers olika kvalitet. Att energi har olika kvalitetblir tydligt om man tänker sig att man skulle försökatanka bilen med solenergi eller om man skulle för-söka äta gräs. Exergi- och emergianalysen beräknardock kvalitet på olika sätt. Med kvalitet menas i ettemergiperspektiv inte bara den termodynamiska as-pekten (så som i exergianalysen där mekanisk energiär den högsta energikvaliteten), utan också olika kva-litet i betydelsen olika egenskaper (att ekens stam ärboplats åt tusentals insekter eller att vetet har en kva-litet som gör att den kan ätas) samt olika stor förmågaatt påverka andra system (skillnaden mellan påver-kan från ett grässtrå och en örn, eller sanden som ra-sar från sandslottet i sandlådan och ett jordskred). Tillföljd av hypotesen om systems effektivitet (se ovan)antas denna kvalitet stå i proportion till den mängdenergi som har gått åt för att bilda en resurs (figur 6).

En emergianalys inleds med ett eller flera energi-diagram i olika skalor som omfattar flöden och pro-cesser som har betydelse för det system som ska be-

skrivas. Energidiagrammen i sig ger förståelse förvilka processer som bedöms som betydelsefulla i sys-temet och används för att beskriva systemet i sin hel-het såväl som dess koppling till andra system. Cen-tralt i emergianalysen är att aggregera flöden med lik-nande funktion istället för att utesluta för att få enhanterbar mängd data. Det är inte möjligt att göra enanalys som bara inkluderar den del av resursanvänd-ningen man är intresserad av, exempelvis använd-ningen av el och olja, och utesluta all annan resursan-vändning så som exempelvis järn, trä, plast och ar-bete. Om man gör en analys på regioneller lands-skala kan man däremot aggregera olika former av re-surser, exempelvis olika former av växtnäring, ochbehandla dem som en resurs. Ordet systemfönster an-vänds som beteckning för det system man arbetar medoch illustrerar att systemen är beroende av varandraoch öppna. En systemgräns är något som kan ses somnågot definitivt och stängt medan ett fönster är öp-pet. Man vill betona att det som betecknas som ett sys-tem endast är en godtycklig avgränsning nödvändig

Figur 6. Energiinehållet minskar men dess kvalitet ökar i varje energiomvandling i en näringsväv (efter Odum1).

Energikälla Producent Konsument Energiflöde Diffus värme, använd energi som inte kan utföra arbete

Ener

gikv

antit

et

Energikvalitet

33


för analysen och att ”systemet” inte kan studeras utanatt man tar hänsyn till hur det påverkar och påverkasav sin omgivning. Jorden är den slutliga system-gränsen för en emergianalys av markanvändning, ochalla flöden härleds tillbaka till deras specifika andelav emergibasen för jorden.

Att dra slutsatser om uthållighet utifrån en emergianalys

Uthållighet beskrivs i emergianalysen ofta genom treindex:■ Emergiutbytet = Emergiavkastning per inköpt

emergi;■ Miljöbelastningskvoten = Inköpt samt icke förny-

bar emergi i förhållande till lokal förnybar emergi(ju mer externa resurser på en yta desto större be-lastning eller påverkan på lokala system);

■ Andelen förnybar emergi = Förnybar emergi i förhållande till icke förnybar.

De två första indexen kan sedan bilda ett uthållighets-index, med den underliggande premissen att ju hö-gre emergiutbyte i kombination med så låg miljöpå-verkan som möjligt desto större förutsättningar föruthållighet.

I emergianalysen återfinns, liksom i MFA, hypotesenom att resursförbrukningen indirekt kan beskriva denpotentiella miljöbelastningen. En viktig skillnad är atten emergianalys innehåller en viktning mellan olikatyper av resurser, vilken bygger på den mängd natur-arbete som har krävts för att bilda dem (se ovan).

Styrkan med emergianalys

Emergianalysen beaktar indirekt resursberoende ochkvalitetsskillnader på ett konsekvent sätt. Analysenspeglar och kvantifierar det studerade systemets re-lationer till omgivande system.

Emergianalysens svaghet

Emergianalysmetoden är svår att kommunicera dåden kräver systemekologiska förkunskaper. Beräk-ningarna som ingår i analysen är ofta komplicerade.Metoden omfattar vanligen inte analyser av enskildamiljöeffekter, utan dessa indikeras genom miljö-

belastningskvoten, i vilken miljöpåverkan står i pro-portion till total användning av inköpt och icke för-nybar emergi.

LivscykelanalysAmbitionen i en livscykelanalys (LCA) är att beskrivaden totala miljöbelastningen av en produkt (som kanvara både en vara eller en tjänst) genom hela dess livs-cykel, från utvinning av råmaterial, genom produk-tion och användning till avfallshantering, inklusivealla transporter (”från vaggan till graven”).

Livscykelanalysen utvecklades för analyser av indu-striproduktion och syftar till att beskriva naturresurs-användning, ekologiska aspekter och påverkan påmänniskors hälsa. Den är lämplig för att jämföra miljö-belastningen av olika process- eller produktionsvägarsom fyller samma funktion. Metoden utveckladesunder 1970-talet, men intresset för den ökade under1990-talet.

En LCA består av fyra standardiserade delar:1. identifiering av mål och omfattning,2. inventeringsanalys,3. miljöpåverkansbeskrivning,4. resultattolkning.

Under identifieringen av mål och omfattning, definie-ras den funktionella enheten som ska studeras i tidoch rum. Det kan exempelvis vara en liter mjölk, enportion barnmat eller en kilometer väg. I inventerings-analysen kvantifieras alla flöden under en produktseller aktivitets livscykel. I detta steg görs de praktiskaavgränsningarna för hur långt tillbaka varje inflödeska följas, hur olika miljöbelastningar ska allokeras,samt när ett flöde ska antas lämna systemet. Därefterklassificeras olika miljöbelastningar i olika grupper(effektkategorier, se nedan) beroende på typ av på-verkan. En karaktärisering, dvs. en sammanvägningav de olika belastningarna inom varje effektkategoriingår också som obligatorisk del av en LCA. I många


34


fall stannar analysen vid detta men den kan också in-rymma en viktning mellan de olika kategorierna. Ensådan viktning bygger på naturvetenskaplig forskningsamt politiska och etiska värderingar, och kan ha storpåverkan på tolkningen av resultatet av en analys.Praktisk handledning i att göra LCA finns i ”NordicGuidelines on Life-Cycle Assessment” utarbetad avNordiska ministerrådet1. Det finns också ISO-standar-der för hur en LCA ska göras2, 3, 4.

Nordiska ministerrådet rekommenderar att inkluderaföljande effektkategorier i en inventeringsanalys:1. Resursanvändning

■ Energi (förnybar och icke förnybar)■ Material (förnybara och icke förnybara)■ Vatten■ Mark

2. Humanhälsa3. Miljöpåverkan

■ Bidrag till växthuseffekten■ Bidrag till minskning av stratosfärens ozonlager■ Försurning■ Tillförsel av växtnäring och syreförbrukande

ämnen till vattendrag (eutrofiering)■ Produktion fotooxidanter (reaktiva och cancer-

ogena ämnen som uppkommer vid exempel-vis förbränning)

■ Ekotoxikologisk påverkan■ Påverkan på biologisk mångfald, exempelvis

genom förändrade habitat (vilda djur och växt-ers livsmiljö)

Ambitionen är hög när det gäller att inkludera all tänk-bar påverkan och att standardisera analyserna. Detta ärockså viktigt för analysernas jämförbarhet. I de prak-tiska analyserna inkluderas dock sällan alla ovanståendekategorier. Den största anledningen är brist på data, ettproblem som förhoppningsvis minskar i takt med attfler analyser utförs och LCA-databaser byggs upp.

En LCA är platsoberoende, det vill säga man hante-rar potentiell påverkan oberoende av var och när densker. Trots att det kan ha stor betydelse för effekterna

av ett utsläpp. Om kväveläckaget från en åker fångasupp i en våtmark, en meandrande bäck med buskaromkring eller om det rinner direkt ut i Östersjön blireffekten av läckaget helt olika. Utveckling av meto-dik på detta område pågår (Moberg, Å, Forskar-gruppen för miljöstrategiska studier, Stockholms Uni-versitet, personlig kommunikation, 2000).

Livscykelanalysen har använts och modifierats förmiljöanalyser av olika ekologiskt och konventionelltproducerade livsmedel, t.ex. mjölk och nötkött5, 6, bröd,tomatketchup och äppelmos7, 8, barnmat9, fallstudierav olika grödor så som exempelvis äpplen och olje-växter10, samt av olika alternativ vid hantering av göd-sel från slaktkyckling11.

Vid LCA av olika jordbrukssystem är effektkategorin”mark” central. Denna har traditionellt använts föratt beskriva hur stor yta som tas i anspråk för en vissaktivitet. Det finns förslag på att även inkludera entidsaspekt vid användningen av en viss yta12. För ex-tremt långa tidsskalor (exempelvis vid konstruktionav vägar, tunnlar, bostadsområden etc.) används ter-men ”final space use” (slutlig markanvändning). Detfinns också en kvalitetsaspekt på markanvändningen,som kan uttryckas som olika grader av fysisk påver-kan på ekosystemen. Varvid systemen indelas exem-pelvis i naturliga, modifierade, brukade, bebyggda ochdegraderade ekosystem. De två sista kan betecknassom slutlig markanvändning.

I jord- och skogsbruksanalyser har effektkategorin”markanvändning” utvecklas och utvidgats. Matts-son m.fl.10 föreslår att den bör innehålla:■ Erosion■ Hydrologi■ Organiskt material■ Markstruktur■ Växtnäringsbalans■ Mark pH■ Tungmetaller■ Påverkan på grund av användning av bekämp-

ningsmedel■ Biodiversitet

35


■ Estetiska värden i landskapet

Dessa olika aspekter ska beskrivas kvantitativt ellerkvalitativt. Vissa av aspekterna, t.ex. kadmiumanrik-ning, bekämpningsmedelsanvändning eller biodiver-sitet, kan i analyser av andra typer av verksamheterinkluderas under någon annan av effektkategoriernainom "Miljöpåverkan" (se ovan) som Nordiska minis-terrådet rekommenderat. Många av aspekterna kandessutom vara svåra att beskriva på ett acceptabelt sätt13.

Vid analyser av jordbrukssystem, såväl som vid an-dra typer av system, är valet av systemgränser av av-görande betydelse för resultatet, och för i vilken kate-gori olika typer av påverkan placeras. Detta eftersompåverkan beräknas vid den punkt som någonting läm-nar systemet. Är jorden t.ex. en del av det studeradesystemet eller av omgivningen? Cederberg13 föreslårockså att man ska expandera sitt system så att bipro-dukter kan inkluderas, mjölk och kött är t.ex. svåraatt analysera var för sig.

Att dra slutsatser om ekologisk uthållighet utifrån en LCA

I en LCA beskrivs miljöpåverkan av en produktion ijämförelse med något annat produktionssätt eller ennollösning (ingen produktion alls). Att dra slutsatserom ekologisk uthållighet utifrån en LCA bygger påpremissen att bäst ur miljösynpunkt också innebäruthålligast. Det bygger dessutom alltid på subjektivavärderingar mellan olika typer av påverkan, såvidainte en produktion har lägst påverkan inom alla effekt-kategorier. Utvecklingsarbete inom metoden görs föratt standardisera tillvägagångssätt vid viktning, detvill säga vid värderingsförfarandet. Erlandsson14 fö-reslår en viktningsmetod som utgår från en tolkningav de svenska miljöpolitiska målen. Denna metodinnehåller en blandning av naturvetenskapligt grun-dade bedömningar och politiska ställningstagandenom vad som är acceptabla nivåer då det gäller till ex-empel utsläpp av växthusgaser, ozonbildande gasereller övergödande ämnen.

Vid sidan av att vikta mellan olika effektkategorierfinns risken att en kategori helt missas, och det är van-

ligt att aspekter inte kan kvantifieras på grund av bristpå data.

LCA tar sin utgångspunkt framför allt ur fysisk resurs-teori, och ur detta perspektiv betraktas naturen. Resurs-användning och miljöbelastning beskrivs i form av flö-den, till exempel av olika insatser och emissioner. Re-surserna värderas först då de ”plockas” ur naturen.

LCA identifierar och kvantifierar utsläpp, men vär-derar inte utsläppets vidare effekt på de omgivandeekosystemen, exempelvis kväveläckagets eventuellaeffekt på artsammansättningen i en sjö. Å andra si-dan kan de olika effektkategorierna ge informationom arten och storleken av en produktions påverkan

1 Nordiska ministerrådet, 1995. Nordic guidelines on Life-CycleAssessment. Nord 1995:20, Nordiska ministerrådet, Köpenhamn.

2 ISO 14041, 1998. Environmental management – Life cycle assessment– Goal and scope definition and inventory analysis. Svenskstandard.

3 ISO 14042, 2000a. Environmental management – Life cycleassessment – Life cycle impact assessment. Svensk standard.

4 ISO 14043, 2000b. Environmental management – Life cycleassessment – Life cycle interpretation. Svensk standard.

5 Cederberg, C., 1998. Life Cycle Assessment of milk production – acomparision of conventional and organic farming. SIK-rapport nr.643.

6 Cederberg, C., Darelius, K., 2000. Livscykelanalys (LCA) av nötkött –en studie av olika produktionsformer. Naturresursforum, LandstingetHalland.Licentiatavhandling, Report 1999:6, Göteborgs Universitet,Göteborg.

7 Andersson, K., 1998a. Life Cycle Assessment (LCA) of bread productson different scales. case study, AFR-rapport 214, AFR,Naturvårdsverket, Stockholm.

8 Andersson, K., 1998b. Life Cycle Assessment (LCA) of food productsand production systems. Doktorsavhandling, Chalmers tekniskahögskola, ARF-rapport 203, ARF, Naturvårdsverket, Göteborg.

9 Mattson, B. och Stadig, M., 1999. Screening Life Cycle Assessment oforganic and conventional production of a cereal-based baby foodproduct. I: B. Mattson (Red.), Environmental Life Cycle Assessment(LCA) of agricultural food production. Doktorsavhandling, Agraria187. SLU, Alnarp.

10 Mattsson, B., Cederberg, C. och Blix, L., 2000. Agricultural land usein Life Cycle Assessment (LCA): case studies of three vegetable oilcrops. Journal of Cleaner Production 8, 283-292.

11 Vestgöte, E., 2000. Livscykelanalys av gödsel från slaktkyckling. JTI-rapport: Lantbruk & Industri 272, JTI, Uppsala.

12 Weidema, B.P., Posma, G. och Mortensen, B. 1996. The treatment ofland use in Life Cycle Assessment. I: Proceedings of the Sixth SETAC-Europe Annula Meeting. Sicily, 19-22 May 1996:101.

13 Cederberg, C. 2002. Life Cycle Assessment (LCA) of animalproduction. Avhandling, Avdelningen för tillämpad miljövetenskap,Göteborgs universitet, Göteborg.

14 Erlandsson, M., 2000. Viktning av olika miljöpåverkanskategorierbaserat på en vision om det framtida hållbara folkhemmet – desvenska miljökvalitetsmålen. IVL Svenska Miljöinstitutet AB,Stockholm.

36


på de omgivande ekosystemen om de kombinerasmed ekologisk kunskap. Det utvecklas också meto-der inom LCA för att försöka värdera effekter av olikatyper av miljöpåverkan (Moberg, Å, Forskargruppenför miljöstrategiska studier, Stockholms Universitet,personlig kommunikation, 2000).

Livscykelanalysens styrka

Livscykelanalysen hanterar utvalda miljöbelastnings-komponenter under hela livscykeln. LCA värderaremissioner och kan integrera andra analysmetoder,så som exergi, emergi, biologiska indikatorer etc., föratt nå flerdimensionella beslutsunderlag.

Livscykelanalysens svaghet

Godtyckliga systemgränser och allokeringar får storbetydelse för resultatet. Analyser som inkluderar vikt-ning är en blandning av politiska värderingar ochforskningsresultat, vilket ofta gör resultaten oöver-skådliga och svårtolkade. Ett annat problem kan varaatt en LCA utger sig för att vara heltäckande, medanvissa effektkategorier i praktiken sällan ingår. Det kanleda till för stor tilltro till resultaten. Kvalitativa as-pekter kan finnas med, men kan dock lätt försvinna iden slutliga tolkningen där siffror tar överhanden.

Ekologiskt fotavtryckEkologiska fotavtryck, har sina rötter i begreppet”Human Carrying Capacity”1, och är pedagogiskaredskap för att beskriva gränser för ekologisk uthål-lighet. ”Human Carrying Capacity” är demografiskaräkenskaper av hur många människor som en viss ytalångsiktigt kan bära, avseende både produktion avbiomassa och assimilering av avfall2. För människoreller samhällen som är direkt beroende av en lokalyta är relationen mellan människor och landyta själv-klar. Den lokala ”Human Carrying Capacity” kan, iett längre perspektiv, bara överskridas genom importav resurser och export av avfall. Dessa resurser kanuttryckas som en ”skuggyta” nödvändig för att un-derstödja en viss aktivitet. Industrialiseringen har gjortde externa resurserna mer och mer betydelsefulla ochför vissa industriländer är ”skuggytan” avsevärt störreän den direkta lokala ytan. I en stad är det interna

understödet praktiskt taget noll, varvid begreppet”Human Carrying Capacity” blir mer eller mindreoanvändbart, då kan anspråket på vår biosfär kanskebättre utryckas i ett ekologiskt fotavtryck.

Det ekologiska fotavtrycket är den biologiskt produk-tiva land- och vattenyta som är nödvändig för att pro-ducera en befolknings, regions eller aktvitets konsum-tion, i form av exempelvis livsmedel och hjälpenergi,samt assimilering av det avfall som konsumtionen ge-nererar. Resursanvändning och emissioner inkluderastill den grad som de är direkt översättbara till en yta.

I metodiken för att beräkna ett ekologiskt fotavtryckinkluderas yta som krävs för livsmedelsproduktionsamt för produktion av biobränsle och fibrer, yta somkrävs för att assimilera emissioner – huvudsakligenCO2 som bildats vid förbränning av fossil energi, samtyta för bebyggelse1. Wackernagel m.fl.3 inkluderar ien analys av fotavtrycket för Sverige, Malmöhus länoch Kävlinge avrinningsområde, även yta för att assi-milera växtnäringsläckage samt yta för att genereradricksvatten. Metoden blir då ett redskap att tydlig-göra vårt indirekta beroende av naturen.

Deutsch4 har beräknat fotavtrycket för den svenskalivsmedelskonsumtionen, och hur detta fotavtryckförändrats sedan 6o-talet. I denna studie beaktadesendast landyta som tas i anspråk för produktion avfoder och livsmedel, det vill säga inte yta för att gene-rera produktionsmedel eller assimilera emissioner.

Wackernagel m.fl.5 har jämfört fotavtrycket för 52 län-der samt för hela Jorden (tabell 1). Det ekologiska fot-avtrycket speglar den aktuella befolkningens resurs-användning. Detta har jämförts med tillgänglig bio-logisk kapacitet, det vill säga storleken på den biolo-gisk produktiva ytan inom landets gränser som är till-gänglig per person, vilken i sin tur speglar befolk-ningstätheten och landytans kvalitet. Utifrån dessa tvåmått har de beräknat det eventuella underskott av bio-logisk produktiv yta som de olika länderna har, medden underliggande premissen att en befolknings kon-sumtion (omräknat i yta) inte får överskrida landets

37


yta för att vara uthållig.

Landytan delas vanligtvis in i sex kategorier: åker,betesmark, skogsmark, bebyggd mark, mark för assi-milering av CO2 och biologiskt produktiva vatten. Allkonsumtion och generering av avfall relateras till enav de olika landkategorierna. Olika resurser låter sigolika lätt omvandlas till en landyta och vissa resur-ser, exempelvis mineraler, biodiversitet och informa-tion är extremt svåra att hantera.

Landytors olika produktivitet

Det ekologiska fotavtrycket beskrivs som produktivmarkyta per capita eller annan lämplig enhet. För attkunna väga samman ytor med olika markanvändningi en och samma region, måste produktiviteten för res-pektive yta korrigeras med en ekvivalensfaktor. Dessaekvivalensfaktorer är globala och mark med en viss typav markanvändning (t.ex. skogsmark, åker, hagmark)har samma värde oavsett var i världen den ligger.

Eftersom olika typer av landyta också har olika pro-duktivitet, beroende på en regions klimat, topografi,jordmån, teknologi och brukningsmetoder måstefotavtrycket, uttryckt som en viss typ av markyta, kor-rigeras för den genomsnittliga produktiviteten i dennatyp av mark för hela Jorden. För att göra detta an-vänds avkastningsfaktorer som beskriver förhållan-

det mellan den lokala produktiviteten, för en viss typav mark (t.ex. en åker i Sverige eller en i Indien), iförhållande till ett framräknat globalt medelvärde.

Att dra slutsatser om ekologisk uthållighet utifrån ett ekolo-giskt fotavtryck

Att använda en analys av det ekologiska fotavtrycketsom en direkt indikator på ekologisk uthållighet ibeslutssammanhang, bygger på det grundläggandeantagandet att exempelvis en befolknings, ett landseller en regions fotavtryck ska anpassas till den aktu-ella ytan (tabell 1). Huruvida detta är en förutsättningför uthållighet eller snarare en etiskt motiverad stånd-punkt kan diskuteras6.

Tabell 1. Det ekologiska fotavtrycket för några länder uttryckta i hektar per person5.

i. Uttryckt i yta med avkastning motsvarande ett medelvärde för Jordens biologiskt produktiva yta, 1993ii. Med tillgänglig biologisk kapacitet (ha/pers) menas storleken på den biologiskt produktiva ytan inom landets gränser som är tillgänglig per

person

Land

USANya ZeelandSingaporeFinlandSverigeDanmarkTysklandVärldenIndienEtiopien

Befolkning1997

268 189 0003 654 0002 899 0005 149 0008 862 0005 194 000

81 845 0005 892 480 000

970 230 00058 414 000

Tillgänglig biologiskkapacitet ha/pers. i, ii

6,720,40,18,67,05,21,92,10,50,5

Ekologisk underskott(om minus) ha/pers. i

-3,6+12,8-6,8+2,6+1,1-0,7-3,4-0,7-0,3-0,3

Ekologiskt fotavtryckha/pers. i

10,37,66,96,05,95,95,32,80,80,8

1 Wackernagel, M. och Rees, W., 1996. Our ecological footprint.Reducing human impact on the earth. New Society Publisher,Gabriola Island.

2 Catton, W., 1982. Overshoot. The ecological basis for revolutionarychange. University of Illinois Press, Urbana.

3 Wackernagel, M., Lewan, L. och Borgström Hansson, C., 1999a.Evaluating the use of natural capital with the ecological footprint.Ambio, 28(7), 604-612.

4 Deutsch, L., 1999. Ecosystem appropriation through industrialintensification and trade: Swedish agriculture 1962 - 1994.Examensarbete 1999:3, Institutionen för systemekologi, Stockholmsuniversitet, Stockholm.

5 Wackernagel, M., Onisto, L., Bello, P., Linares, A.C., López Falfán,I.S., García, J.M., Suárez Guerrero, A.I. och Suárez Guerrero,M.G., 1999b. National natural capital accounting with theecological footprint concept. Ecological Economics, 29, 375-390.

6 Opschoor, H., 2000. The ecological footprint: measuring rod ormetaphor? Ecological Economics, 32, 363-365.

38


Den stora potentialen hos metoden är framförallt attvisualisera den biologiska basen för olika aktiviteter,och på så sätt ge relevant information för att ändrafärdriktning mot en mer uthållig utveckling1. Beräk-ningar av ekologiska fotavtryck kan ge underlag tilldiskussioner om såväl ekologisk som social och eko-nomisk uthållighet. Intentionen med begreppet varatt ”tvinga den internationella utvecklingsdebattenförbi sitt fokus på BNP-tillväxt till att inkludera ekolo-giska realiteter”2.

Ekologiska fotavtryck har sin teoretiska utgångspunkti ekologi och termodynamik. Metoden beaktar på ettkonsekvent sätt resurser som har ett biologiskt ur-sprung eftersom de går att relatera till en vatten- ellerlandyta. Metoden har däremot svårare att hanteraickebiologiska resurser.

Styrkan med ekologiska fotavtryck

Ekologiska fotavtryck är pedagogiska, informativa,relativt enkla att göra, lätta att kommunicera och kankombineras med andra metoder. De ger en grov bildav vår livsstils anspråk på jordens biologiska resurseroch uppmärksammar markanvändningsaspekter ochekosystemtjänster som ofta glöms bort i andra studier,så som yta som krävs för att rena vatten, assimileraCO2, eller bryta ner avfall.

Svagheten med ekologiska fotavtryck

Analyserna har ofta godtyckliga systemgränser ochdet är ej uppenbart vilka resursanspråk och typer avmiljöpåverkan som inkluderats. Metoden har svårt atthantera oorganiska resurser och också ytor som ge-nererar flera funktioner, till exempel att en yta pro-ducerar biomassa samtidigt som den assimilerar CO2,renar vatten, bryter ner avfall eller underhåller biolo-gisk mångfald.

Miljöekonomiska analyserEn miljöekonomisk analys kan vara en fristående stu-die av en aktivitet eller företeelse, eller en del av ensamhällsekonomisk analys. Gemensamt för denna typav analyser är att de översätter naturvärden och miljö-effekter i monetära enheter, med syftet att via en ge-

mensam enhet, pengar, väga kostnader mot nytta föratt uppnå maximal mänsklig välfärd. Det finns olikakriterier för att definiera maximal välfärd, och dessakriterier är olika beroende på om det är privat ellersamhällelig välfärd som ska maximeras. I traditionellekonomisk teori antas att ju större möjlighet till kon-sumtion desto större personlig tillfredsställelse ochdärmed välfärd3. Inom den ekologiskt-ekonomiskateoribildningen försöker man att modifiera begrep-pet och betona att mer svårfångade kvaliteter, så somexempelvis trygghet eller meningsfullhet och tillfreds-ställelse i arbetet, kan ha mycket större betydelse förvad man upplever som välfärd än produktion ochutbyte av varor3. Forskare inom denna teoribildningmenar att detta måste återspeglas i analyserna.

Cost Benefit Analys

Cost Benefit Analys (CBA), som på svenska närmastskulle kunna översättas med ”kostnads/nyttoanalys”,är exempel på en samhällsekonomisk analys som kaninnehålla en miljöekonomisk värdering. Metoden ut-vecklades i USA under början av 1900-talet och an-vändes för att värdera nytta i förhållande till kostna-der i beslutsunderlag för stora ”utvecklings-” ochkonstruktionsprojekt4. Metoden har efterhand vida-reutvecklas för att inkludera externaliteter, det villsäga olika nyttigheter som inte har något marknads-pris, så som exempelvis rent vatten, luft, biologiskmångfald, skönhet, etc. Johansson5 diskuterar hur ochi vilken mån som en CBA kan hantera exempelvis irre-versibla processer, till exempel utrotning av arter or-sakade av en viss aktivitet. Dessutom diskuterar hanhur man kan väga in altruism, det vill säga osjälvisk-het – att människor inte alltid först och främst villmaximera sin egen nytta, samt fördelning av miljö-kostnader inom och mellan generationer.

Miljöekonomiska analysmetoder har annars ett ut-präglat antropocentriskt perspektiv, det är den mänsk-liga nyttan, eller välbefinnandet som ska maximeras.Det utesluter ju inte nödvändigtvis värnande om miljöoch arter, men dessa aspekter beaktas bara om de på-verkar och upplevs som värdefulla av människor. Ien ekonomisk analys antas också det totala värdet vara

39


summan av alla individers värderingar, eftersom sam-hället är alla individer tillsammans. I detta antagandeligger i princip en viktning av värden i förhållandetill fördelning av inkomster i samhället, så att prefe-renser hos de som har större betalningsförmåga vä-ger tyngre4.

För att kunna värdera natur och miljövärden i pengarmåste man anta att de är utbytbara, att pengar alltidkan substituera ett naturvärde3. I miljöekonomiskaanalyser används också en diskonteringsränta, där-med räknas kostnader och intäkter som infaller i fram-tiden som mindre värda än de som infaller idag. Ar-gumenten för en sådan ränta är baserad på premisserom kapitalets produktivitet – något som man får idagkan öka tillväxten, och på människors otålighet – manvärderar något man erhåller idag högre än något somkommer att infalla i framtiden. Drake6 argumenterarför en lägre diskonteringsränta i samhällsekonomiskaanalyser.

Det finns en mängd olika metoder för att ta reda påeller uppskatta värdena av kostnader och nyttigheteri en miljöekonomisk analys. Vilken metod man väljerberor av kostnadens eller nyttighetens natur, till ex-empel om det finns ett marknadspris eller inte, och omdet inte gör det, hur man i så fall kan uppskatta det.

Direkta värderingsmetoder är sådana som baserar sigpå vad människor, som förväntas maximera sin nytta,faktiskt väljer7. Om det inte finns något marknads-värde kan man med indirekta metoder försöka upp-skatta vad människor skulle välja, via kunskap omhur de väljer i aktiviteter som är relaterade till det manfaktiskt vill värdera7. Ett indirekt mått på det ekono-miska värdet hos en viss typ av landskap är till exem-pel hur mycket pengar människor spenderar på attturista på landsbygden.

I Observerande metoder baseras värdena på existerandemarknader. I hypotetiska metoder däremot baserasvärdena på människors respons på hypotetiska mark-nader7. Det betyder att man låter ett statistiskt repre-sentativt urval av en befolkning svara på frågor om

vad de skulle välja eller hur mycket de skulle varavilliga att betala för något, exempelvis för att bevaraen fiktiv våtmark eller för att hyra hus i ett fiktivt land-skap. Mitchell och Carson8 har delat in värdering-metoderna som används i miljöekonomiska analyseri fyra olika grupper, de ger också exempel på meto-der inom varje grupp (figur 7).

Figur 7. Klassificering av, och exempel på, metoder för eko-

nomisk värdering8.

Hyp

otet

isk

Obs

erve

rad

Direkt Indirekt

Direkt/Observerad

Värde på existerandeeller simulerad marknad

Indirekt/Observerad

”Hedonic pricing”, t.ex.markpriser, skatter,resekostnader,alternativkostnad

Direkt/Hypotetisk

”Contingent valuation”,t.ex. betalningsvilligheteller villighet att accep-tera

Indirekt/Hypotetisk

Hypotetisk reskostnadKonsumentersrangordning

1 Deutsch, L., Jansson, Å., Troell, M., Rönnbäck, P., Folke, C. och Kautsky,N., 2000. The "ecological footprint": communicating humandependence on nature´s work. Ecological Economics, 32, 351-355.

2 Rees, W. och Wackernagel, M., 1996. Urban ecological footprints:why cities cannot be sustainable – and why they are a key tosustainability. Environmental Impact Assessment Review, 16, 223-248.

3 Edwards-Jones, G., Davies, B. och Hussain, S., 2000. Ecologicaleconomics an introduction. Blackwell Science Ltd, Oxford.

4 Pearce, D.W., 1983. Cost-benefit analysis. The Macmillan Press Ltd,Bath.

5 Johansson, P.-O., 1993. Cost-benefit analysis of environmentalchanges. Great Britain University Press, Cambridge.

6 Drake, L., 1994. Relations among environmental effects and theirimplications for efficiency of policy instruments. 2. rev. ed. Rapport74, Institutionen för ekonomi, SLU, Uppsala.

7 Freeman III, M.A., 1993. The measure of environmental and resourcevalues. Theory and methods. Resources for the Future, Washington.

8 Mitchell, R.C.,och Carson, R.T., 1989. Using surveys to value publicgoods. The contingent valuation method. resources for the Future,Washington.

40


Direkt/Observerande metoder är metoder för värderingav kostnader och nyttigheter som har ett pris på mark-naden. Ett exempel skulle kunna vara prisskillnadenmellan konventionella och ekologiska produkter somett mått på vad konsumenten är villig att betala förekologiskt producerad mat.

Indirekt/Observerande metoder används för kostnaderoch nyttigheter som inte har något pris på markna-den. Deras värde beräknas då utifrån marknadsvär-det på något som är direkt relaterat till denna kost-nad eller nyttighet. Det kan till exempel antas att mark-priserna i en region står i relation till hur människorvärderar ett visst landskap eller naturtyp. Detta kal-las ”hedonic pricing”, det vill säga vad vi är villiga attbetala för skönhet och njutning. Andra exempel påsådan värdering är att studera hur mycket männis-kor spenderar på resor till ett visst område. Det kanockså vara en värdering baserad på marknadsvärdetför ett alternativ eller en ersättning till det man villvärdera, till exempel kan kostnaden för att föda uppbin för att ersätta vilda pollinerare vara ett sätt att vär-dera den nytta vi har av dessa pollinerare. Nivån påolika skatter, exempelvis på olja eller konstgödsel ut-trycker indirekt människors värderingar, eftersom deaccepterar att deras folkvalda politiker inför dessaskatter och att de ligger på just en viss nivå.

I Direkt/Hypotetiska metoder frågar man människorvad de är villiga att betala för att exempelvis bevaraen viss typ av landskap eller för att acceptera anlägg-ning av en soptipp, det vill säga ”betalningsvillighet”eller ”villighet att acceptera”. Sådan frågor ger infor-mation om värdet av kostnaden eller nyttigheten påen hypotetisk marknad. Denna grupp av metoderkallas ”contingent valuation” vilket kanske kan över-sättas med möjlig eller villkorlig värdering.

Värderingen i Indirekt /Hypotetiska metoder baseras påmänniskors svar på hypotetiska frågor om faktorersom är relaterade till det som faktiskt värderas. Föratt indirekt finna ett värde på etiska aspekter i djur-hållningen skulle en sådan hypotetisk frågeställningkunna vara ”hur ofta en person skulle äta ekologisk

kyckling om personen visste att kycklingen var upp-född på ett etiskt riktigt sätt”. Två metoder som an-vänds är hypotetisk reskostnad, det vill säga frågorom hur långt människor är villiga att åka för en vissupplevelse och rangordningar av olika tillstånd elleraktiviteter1. Till exempel kan personer bes att fördelain en viss summa pengar på olika alternativ, exem-pelvis semester i en national park, ekologisk mat, sextimmars arbetsdag etc. Motivet till att ställa upp hy-potetiska frågeställningar om faktorer som är relate-rade till den faktor man egentligen vill värdera, istäl-let för att fråga om denna faktor direkt, är att sådanfrågor kan vara lättare att besvara och sätta ett rimligtpris på i en fiktiv situation. Man kan till exempel frågaom hur mycket en person är villig att anstränga sigför att resa till ett landskap istället för att fråga omhur personen värderar det landskapet.

Ekonomiska värderingar av miljökostnader för mäns-kliga aktiviteter, och av nyttigheter som naturen för-ser oss med, förutsätter att människor är informeradeoch har ekologisk kunskap så att de kan sätta in enfrågeställning i sitt sammanhang och se dess indirektakonsekvenser. Utfallet av hypotetiska frågeställningarberor dessutom i allra högsta grad på hur frågornaställs.

För att beräkna värdet av exempelvis en våtmarkmåste man, förutom att värdera hur tilltalande manfinner naturtypen, förstå de ekologiska funktionernai en våtmark och våtmarkens relation till omgivandesystem. Detta kräver kunskap om hur våtmarkenfångar upp näringsämnen, påverkar mikroklimat, reg-lerar vattenflöden, frigör gaser, underhåller biologiskmångfald etc. Hypotetiska frågeställningar om betal-ningsvillighet för sådana nyttigheter kräver otroligtkomplicerade formulär och kopplingen till ett verk-ligt värde är därför ofta tveksam.

Det finns ett stort antal miljöekonomiska analyser avjordbrukets markanvändning. Till exempel har Drake2, 3

värderat olika typer av landskapsvärden baserat påstudier av betalningsvillighet. Malmberg4 har beräk-nat betalningsviljan för att jordbruket upphör att an-

41


vända bekämpningsmedel. Silvander5 har beräknat deekonomiska kostnaderna för kväveläckage från sven-skt jordbruk och Lundström6 har gjort en samhälls-ekonomisk jämförelse mellan ekologisk och konven-tionell mjölkproduktion. En stor internationell fors-kargrupp beräknade det monetära värdet av alla eko-systemtjänster på jorden med hjälp av främst analysav alternativkostnader7. Pimentel m.fl.8 har beräknatdet monetära värdet av biologisk mångfald och Prettym.fl.9 har beräknat de totala miljökostnaderna för detbrittiska jordbruket.

Att dra slutsatser om ekologisk uthållighet utifrån en miljö-ekonomisk analys

Eftersom en miljöekonomisk analysmetod är helt an-tropocentrisk kan den inte ha någon omedelbar rela-tion till ekologisk uthållighet eller ekosystemprinciperutan dessa vägs in i den mån människor har förstå-else och lägger vikt vid sådana aspekter. Uthållighetoch systemprinciper hanteras i en miljöekonomiskanalys via mänskliga värderingar och beror av vårnatursyn, kunskap och etik.

Styrkan med miljöekonomisk analys

Miljöekonomiska analyser använder ett värdemåttsom är välkänt och därför är lätt att förstå, tolka ochkommunicera. De kan enkelt användas som besluts-underlag och för utarbetande av policy.

Den miljöekonomiska analysens svaghet

Miljöekonomiska analyser kan bara värdera ekologiskuthållighet om människor värderar det som viktigtoch förstår dess fulla vidd. Resultaten av indirektavärderingsmetoder är beroende av hur frågor och pro-blem formuleras. Vissa naturvärden kan vara omöj-liga att värdera i monetära termer. Analyserna är ocksåofta aggregerade till en enda summa vilket minskarmöjligheten till att bedöma ursprungliga beräkningaroch antaganden.

TillståndsanalysEn tillståndsanalys utförs med hjälp av olika typer avindikatorer. Sådana indikatorer kan ha fokus på ex-empelvis fysiska, kemiska, biologiska och socioeko-

nomiska aspekter10. Indikatorer kan innehålla såvälkvalitativa som kvantitativa mått. Här behandlas en-dast biologiska indikatorer.

Biologiska indikatorerEn indikatorart är en art som indirekt kan ge upplys-ning om tillståndet hos många fler arter eller om eko-logiska, kemiska eller fysiska tillstånd. En indikator-art måste vara speciellt känslig för de förändringarsom önskas studeras, det är också en fördel om indi-katorarten är enkel att undersöka och förekommer all-mänt i ekosystemet ifråga. Till exempel kan dagg-maskar vara en indikator på en jordstruktur, lavar påolika typer av luftföroreningar, och örter på gödslingetc. Biologiska indikatorer kan beskriva ett brett spek-trum av kvaliteter. Såväl antal arter, populations-storlekar och artsammansättning, som förekomsten avenskilda arter kan användas som indikatorer. Det to-tala antalet arter som förekommer i en biotop kan t.ex.vara en indikator på områdets komplexitet, och för-ändringar i populationernas storlek t.ex. på förekom-

1 Mitchell, R.C.,och Carson, R.T., 1989. Using surveys to value publicgoods. The contingent valuation method. resources for the Future,Washington.

2 Drake, L., 1987. Värdet av bevarat jordbrukslandskap. Resultat avintervjuundersökningar, Rapport 289, Institutionen för ekonomi,SLU, Uppsala.

3 Drake, L., 1992. The non-market value of the Swedish agriculturallandscape. European Review of Agricultural Economics, 19, 351-364.

4 Malmberg, J., 1994. Attityder till bekämpningsmedel ochbetalningsviljan för en minskad användning av dessa i det svenskajordbruket. Examensarbete no. 126 Institutionen för Ekonomi, SLU,Uppsala.

5 Silvander, U., 1991. Värdering av kväveläckagets negativa effekter iSverige, Rapport 37, Institutionen för ekonomi, SLU, Uppsala.

6 Lundström, S., 1997. Bör vi dricka ekologisk mjölk? – Ensamhällsekonomisk jämförelse mellan konventionell och ekologiskmjölkproduktion. Rapport 109, Institutionen för ekonomi, SLU,Uppsala.

7 Costanza, R., d'Arge, R., de Groot, R., Farber, S., Grasso, M., Hannon,B., Limburg, K., Naeem, S., O'Neill, R.V., Paruelo, J., Raskin, R.G.,Sutton, P. och van der Belt, M., 1997. The value of the world´secosystem services and natural capital. Nature, 387(15), 253-260.

8 Pimentel, D.C., Wilson, C., McCullum, R., Huang, P., Dwen, J., Flack,Q., Tran, T., Saltman, T. och Cliff, B., 1997. Economic andenvironmental benefits of biodiverstity. BioScience, 47, 747-758.

9 Pretty, J.N., Brett, C., Gee, D., Hine, R.E., Mason, C.F., Morison, J.I.L.,Raven, H., Rayment, M.D., van der Bijl, G., 2000 An assessmentof the total external costs of UK agriculture. Agricultural Systems,65 (2), 113-136.

10 Cairns Jr, J., McCormick, P.V. och Niederlehner, B.R. 1993. Aproposed framework for developing indicators of ecosystem health.Hydrobiologia, 263, 1-44.

42


sten av störningar. Man skiljer mellan begreppenindikatorarter och nyckelarter. Nyckelarter är artersom är avgörande för att en speciell funktion skakunna utföras i ett ekosystem. Exempel på sådana ärpollinatörer, mykorrhizabildande svampar och nitri-fikations- och denitrifikationsbakterier i ett agroeko-system. En nyckelart kan naturligtvis också fungerasom indikator om den uppfyller de krav på känslig-het, diagnostiserbarhet och förekomst som beskrivitsovan.

Bioindikatorer har sedan länge använts för att följaförändringarna av exemplevis populationer av utrot-ningshotade arter, luftföroreningars effekter på skogoch gröda, upplagring av tungmetaller etc.

Index of Biotic Integrity

Ett relativt nytt och komplext verktyg är Index of BioticIntegrity (IBI) (ibland också benämnt Index of Bio-logical Integrity). Metoden har hittills främst använtsför att följa ekologiska förändringar i akvatiska sys-tem som orsakats av mänsklig påverkan1. Idén medmetoden är att djuroch växtsamhällen, bättre än ke-miska och fysiska mått, kan beskriva ekosystemensreaktion på sådan påverkan. Begreppet integritet hän-för sig till ursprunglig struktur eller historisk samman-sättning av arter i ett ekosystem2.

IBI tas fram genom en viktning mellan biologiskaindikatorer, som visat sig användbara för att be-stämma graden av mänsklig påverkan i ett visst sys-tem, i förhållande till en identifierad ”ostörd” refe-rens. Karr m.fl.1 identifierar 12 olika biologiska måttför att värdera integriteten i akvatiska system. Dessamått innehåller analyser av arternas antal och sam-mansättning, antal och typer av trofiska nivåer, samttillståndet hos ett antal indikatorarter.

Resultatet av en analys presenteras genom föränd-ringar i framtagna index. Vid sidan av tabeller kanexempelvis AMOEBA-diagram användas för att vi-suellt illustrera en situation i förhållande till en refe-rens i form av ett önskvärt tillstånd eller ett utgångs-läge3. En AMOEBA kan också komplettera resultat-

beskrivningen genom att belysa förändringen hosenskilda arter (figur 8). Namnet AMOEBA är en tyskakronym för ”generell metod för att beskriva och vär-dera ekosystem”3 (ff:s översättning). AMOEBA-dia-grammet är framtaget för att användas i kommunika-tion med icke-specialister.

OĆonnell m.fl.4 använder förekomst av olika fågel-samhällen för att indikera biologisk integritet ochekosystemkondition i ett område i centrala Appal-acherna, och beskriver även tillvägagångssättet i ensådan analys. Det första steget i studien var att identi-fiera en referensgradient avseende mänsklig påver-kan, där den ekologiska konditionen mättes med hjälpav ett stort antal väletablerade biologiska, fysiska ochkemiska mått. Nästa steg var att göra en oberoenderankning av fågelsamhällena i referensgradienten.Därefter identifierades vilka samhällen som indik-erade låg och vilka som indikerade hög biologisk in-tegritet. De identifierade samhällena och de arter debestod av kunde sedan användas för att ranka inte-gritet i andra ekosystem. I en annan studie har Berk-man m.fl.5 undersökt vilka organismgrupper somskulle vara användbara för att analysera biotisk kva-litet i olika jordbruksområdens åar.

För att använda IBI i en värdering av jordbrukets ef-fekter i själva odlingslandskapet kan inte begreppetmänsklig störning användas, eftersom agroekosystemper definition alltid innehåller en mänsklig störning.I sådana system är det mer relevant att försöka iden-tifiera olika aspekter på ett systemets "hälsa" och vilkabiologiska parametrar som bäst indikerar dessa aspek-ter (se ovan under kapitlet "Indikatorer på ekosystemshälsa").

Att dra slutsatser om ekologisk uthållighet utifrån IBI

Vilka indikatorer som man väljer att använda i enanalys är avgörande för vilka resultat som man fåroch vilka slutsatser som man kan dra. Valet av indika-torer bygger såväl på kunskap om systemet som stu-deras som på vilken ekologisk kunskapsbas man har.Biologiska indikatorer indikerar en organisms reaktio-ner på förändringar i ekosystemet, men inte entydigt

43


orsaken. Dessa indikatorer har tillsammans med andraekologiska och socio-ekonomiska mått en naturlig platsbland så kallade uthållighetsindikatorer och indikatorerpå "ekosystemhälsa"6.

Styrkan med Index of Biotic Integrity

Index of Biotic Integrity beaktar faktiska effekter aven aktivitet på omgivande system och kan innehållabåde kvalitativa och kvantitativa mått.

Svagheten med Index of Biotic Integrity

Valet av indikatorer och vikting vid sammansättningoch redovisning av olika index är avgörande för re-sultatet. Metoden omfattar inte en analys av resurs-användning (så vida inte uttagen sker i området ochpåverkar ekosystemet mer eller mindre direkt). Denhanterar inte trade off´s, det vill säga om något har

Figur 8. Exempel på hur en AMOEBA skulle kunna användas för att beskriva förändringar i arternas storlek i ett fiktivt

agroekosystem. Den olikformiga figuren i diagrammet beskriver, i detta fall, förändringen av storleken på populationer av

olika arter i förhållande till deras storlek vid en tidigare tidpunkt eller i ett annat ekosystem. Referensnivån, dvs. eko-

systemet eller tidpunkten, representeras av cirkeln. Varje art är en punkt i diagrammet. Ytan som den olikformiga figuren

bildar i förhållande till cirkelns yta ger en intuitiv, men ytlig uppfattning om förändringen av totala antalet arter i hela

ekosystemet.

positiva effekter för vissa arter och negativa för an-dra. IBI kräver en referensnivå eller diskussion om vadsom är önskvärt. Svårigheter ligger i att enas om vadsom är referensnivåer i agroekosystem. Resultatet aven analys säger inget om orsak, bara om verkan.

Däggdjur Växter

Fåglar

Ryggradslösadjur

Svampar

Mikroorganismer

referensnivå

enskilda arter

förändring avpopulationensstorlek

1 Karr, J.R., Faush, K.D., Angermeier, P.L., Yant, P.R. och Schlosser, I.J.,1986. Assessing biological integrity in running waters. A methodand its rational. Illinois Natural History Survey, Campaign.

2 Callicott, J.B. och Mumford, K., 1997. Ecological sustainability as aconservation concept. Conservation biology, 11(1), 32-40.

3 Bell, S. och Morse, S., 2000. Sustainable indicators. Measuring theimmeasurable. Earthscan Ltd, London.

4 OĆonnell, T.J., Jackson, L.E. och Brooks, R.P., 2000. Bird guild asindicators of ecological condition in the central Appalachians.Ecological Applications, 10(6), 1706-1721.

5 Berkman, H.E., Rabeni, C.F. och Boyle, T.P., 1986. Biomonitors ofstream quality in agricultural areas: fish versus invertebrates.Environmental Management, 10(3), 413-419.

6 Morse, S., 2001. Sustinabaility Indicators: The problem of integration.Sustainable Development, 9, 1-15.

44


45


De flesta av metoderna är under stark utveckling, tillexempel förbättras deras förmåga att hantera emis-sioner, olika resurskvaliteter och ekosystemtjänster.Det är dock ofta en skillnad mellan vad man teore-tiskt kan göra med hjälp av metoden och vad manpraktiskt gör. I sammanställningen i tabell 2 beskrivsdock metoderna som de ser ut idag, och hur de främsthar använts fram till idag.

Ett rent ekocentriskt perspektiv har endast emergi-analysen och möjligen också exergianalysen (tabell 2).I dessa analyser värderas ekologisk uthållighet uti-från teorier om hur ekosystem är organiserade ochvad som är en förutsättning för att de ska fortleva. Enav utgångspunkterna är att uthållighet ligger i attmaximera emergi- respektive exergiinflödet till ettsystem, och att varje enhet ska bidra till att systemetöverlever och ökar sin förmåga att dra in resurser.

Man kan i och för sig säga att om människan är en delav ekosystemen så har vi i någon mening gemen-samma intressen, exempelvis är biologisk mångfald,bördiga jordar och gynnsamt klimat förutsättningarför ett livskraftigt jordbruk. Å andra sidan finns eko-logiska lösningar som inte är tänkbara för oss; om kli-matet ändras kommer det alltid finnas ekologiska sys-tem som gynnas och en obegränsad ökning av vissaarter tär på människans utrymme. Att metoderna ärekocentriska gör dem ibland svåra att förstå eftersomvi har svårt att se saker utan att sätta oss själva i cen-trum. Det kan också vara svårt att tolka analyser avmänniskoskapade system som inte alls är evolution-ärt utprövade.

I analyser av mänskliga system är syftet ofta att hittalösningar som minimerar emergi- eller exerginsatsenoch använder så lite icke förnybara resurser som möj-

Metodernas olika utgångspunkter och andraviktiga aspekter att väga in vid val av metod

ligt, medan ett högre inflöde av emergi eller exergitill ett ekosystem ger större förutsättning för överlev-nad eftersom det då kan generera en större mängdolika funktioner. Att bygga upp större lager och un-derhålla fler arter gör till exempel ett ekosystemlivsdugligare än andra system. Med andra ord, närman tolkar resultaten av en emergi- eller exergianalysur ett mänskligt perspektiv är värdering av nyttan avden studerade aktiviteten av avgörande betydelse,medan i ekosystem utprövas nyttan evolutionärt. Detsystem som ger mest ”nytta” med minst exergi- elleremergi-insats är teoretiskt sett ”mest ekologiskt ut-hålligt”. Nytta i denna bemärkelse är ett väldigt vittbegrepp. Icke livsdugliga mutationer eller en mång-fald som kan tyckas slösaktig kan vara ”nyttiga” ex-empelvis som underlag till det naturliga urvalet ellerförsäkringar för oförutsedda förändringar.

Den ekonomiska analysen är den analys som har dettydligaste antropocentriska perspektivet, det vill säga,det är det mänskliga välbefinnandet som ska maxi-meras och ekologisk uthållighet kan inte existera utanmänskligt välbefinnande.

Om de övriga analyserna som diskuteras i denna rap-port kan man säga att själva metoderna i sig är neu-trala därför att de grundar sig på naturvetenskapligafundament. Ett antropocentriskt perspektiv återfinnsdock i vad vi anser vara viktigt att analysera, vad somska optimeras, hur vi värderar olika miljöeffekter iviktningsverktyg och vad vi utelämnar i analyserna.

Att välja metod

Det system man ska studera och den frågeställningman har är naturligtvis avgörande för vilken metodman bör välja. Det är viktig att utgå ifrån sitt eget pro-blem och vad man behöver veta, och inte bara välja

46


Tabe

ll 2.

Jäm

före

lse

mel

lan

de o

lika

anal

ysm

etod

erna

ur e

tt an

tal a

spek

ter r

elev

anta

för a

tt be

döm

a de

ras

anvä

ndba

rhet

i re

latio

n til

l vär

derin

g av

milj

ö- o

ch n

atur

resu

rs-

anvä

ndni

ng i

agro

ekos

yste

m.

Ener

gian

alys

Neu

tralt/

Ant

ropo

cent

riskt

Jäm

föra

tekn

iska

proc

esse

r

Fysi

sk r

esur

steor

i

Vär

dera

anvä

ndni

ngav

hjä

lpen

ergi

Han

tera

sva

nlig

tvis

inte

Dål

ig

Inge

n

Nej

Rela

tivt g

od

God

Nej

Proc

essk

ala

Exer

gian

alys

Neu

tralt/

Ekoc

entri

skt

Jäm

föra

tekn

iska

proc

esse

r

Term

odyn

amik

Vär

dera

res

urs-

anvä

ndni

ng o

chpr

oduk

tions

-ef

fekt

ivite

tKe

mis

kaem

issi

oner

kan

hant

eras

Till

den

grad

de

kan

omva

ndla

stil

l till

gäng

ligen

ergi

Berä

knas

ge-

nom

ski

llnad

er i

konc

entra

tion

I den

mån

de

kan

kvan

tifie

ras

Exak

t m

etod

,br

ist

på d

ata

min

skar

nogg

ranh

eten

Rela

tivt g

od

Nej

Proc

essk

ala

Emer

gian

alys

Ekoc

entri

skt

I grä

nszo

nen

mel

lan

ekon

o-m

iska

och

ekol

o-gi

ska

syste

m

Syste

mek

olog

i,te

rmod

ynam

ik

Vär

dera

ansp

råk

påna

tura

rbet

e

Han

tera

sva

nlig

tvis

inte

Tran

sfor

mite

ter

anvä

nds

som

vikt

ning

sfak

tore

r

Tran

sfor

mite

ter

anvä

nds

som

vikt

ning

sfak

tore

r

I den

mån

de

kan

kvan

tifie

ras

Rela

tivt d

ålig

Rela

tivt d

ålig

Ja Glo

bal t

ill lo

kal,

även

hist

orisk

tid

Livs

cyke

lana

lys

Neu

tralt/

Ant

ropo

cent

riskt

Jäm

föra

tekn

iska

proc

esse

r

Fysi

sk r

esur

steor

i

Jmf.

prod

uktio

ns-

met

oder

, fin

nam

iljöf

örbä

ttrin

gar

Kvan

tifie

ras

och

dela

s in

i ef

fekt

-ka

tego

rier

Subj

ektiv

avi

ktni

ngar

avg

ör

Subj

ektiv

avi

ktni

ngar

avg

ör

I den

mån

de

kan

kvan

tifie

ras

Rela

tivt g

od

God

Ja, o

m fu

llstä

ndig

,an

nars

nej

Tekn

osfä

ren,

resu

r-se

r vä

rder

as f

örst

då d

e pl

ocka

s ut

ur

natu

ren

Ekol

ogis

ktfo

tavt

ryck

Neu

tralt/

Ant

ropo

cent

riskt

Ana

lys

påre

gion

- och

land

nivå

Ekol

ogi o

chte

rmod

ynam

ik

Vis

ualis

era

män

sklig

are

surs

ansp

råk

Han

tera

sva

nlig

tvis

inte

,fö

ruto

m C

O2

I den

mån

de

ba-

sera

s på

olik

a ty

-pe

r av

bio

mas

sa

I den

mån

de

kan

omva

ndla

stil

l en

yta

I den

mån

de

kan

omva

ndla

stil

l en

yta

Rela

tivt d

ålig

God

Nej

God

tyck

liga

dela

rav

glo

bal

och

loka

l

Milj

öeko

nom

isk

anal

ysA

ntro

poce

ntris

kt

Som

bes

lutsu

nder

-la

g i

utve

cklin

gs-

proj

ekt

Neo

klas

sisk

ekon

omis

k te

ori

Bedö

ma

nytta

ifö

rhål

land

e til

lko

stnad

Alte

rnat

iv k

ostn

adfö

r re

ning

elle

rko

stnad

för

sane

ring

Mar

knad

svär

deav

gör

Mar

knad

svär

deav

gör

Till

den

grad

de

kan

uttry

ckas

på

en m

arkn

ad

God

, när

mar

knad

svär

defin

ns, a

nnar

sre

lativ

t dål

ig

Myc

ket g

od

Ja Inna

nför

en

pote

n-tie

ll m

arkn

ad, o

chko

rt si

kt (<

30 å

r)

Biol

ogis

kain

dika

tore

rA

ntro

poce

ntris

kt/

Ekoc

entri

skt

För

över

vakn

ing

och

obse

rvat

ione

r av

män

sklig

påv

erka

npå

eko

syste

m

Popu

latio

ns,

ekos

ys-

tem

, evo

lutio

nsek

olog

i

Indi

kera

tills

tånd

och

förä

ndrin

g, id

enti-

fiera

milj

öpåv

erka

n

Han

tera

s in

te

Han

tera

s in

te

Han

tera

s in

te

Ja Rela

tivt g

od

God

Nej

Loka

l

Pers

pekt

iv

Främ

sta

anvä

ndni

ngs-

områ

de

Vet

ensk

aplig

bas

Ana

lysm

etod

ens

mål

Förm

åga

att v

ärde

raem

issi

oner

Förm

åga

att h

ante

raol

ika

ener

gikv

alite

ter

Förm

åga

att h

ante

rare

surs

er a

v ol

ika

type

r

Förm

åga

att h

ante

raek

osys

tem

tjäns

ter

Nog

gran

het,

prec

isio

n

Kom

mun

icer

barh

et

Inne

hålle

r ut

tala

dvä

rder

ing

Syst

emgr

änse

r

Mat

eria

l-flö

desa

naly

sN

eutra

lt

Ana

lys

påre

gion

och

land

niv

å

Fysi

skre

surs

teor

i

Berä

kna

män

sklig

are

surs

ansp

råk

Beak

tas

ej

Beak

tas

ej

Låg

Nej

Låg

God

Nej

Glo

bal t

ill lo

kal,

även

indi

rekt

re-

surs

förb

rukn

ing

kan

inkl

uder

as

47


en metod för att den är enkel eller vanlig. Kanske villman veta miljöeffekterna av olika tomatsåser, se huren insjö påverkats av mänsklig aktivitet jämfört meden orörd, eller kanske vill man få folk att inse att vårlivsstil är ohållbar och orättvis ur ett fördelningsper-spektiv. Beroende på frågeställningen är det viktigtatt vara klar över om metoden beaktar exempelvisemissioner på ett konsistent sätt, om den kan använ-das för att beskriva ekosystemtjänster eller hur denkan hantera kvalitativa data. Det är också viktigt attgöra sig en bild av vilket beslut som ska stödjas meddet underlag som tas fram och att vara klar över vil-ken information som behövs. Vissa av de svaghetersom redovisats, i genomgången i denna rapport, förde olika metoderna är mer eller mindre direkt kopp-lade till ursprungssyftet med metoden och då liggerkanske svagheten snarare i att man försöker användametoden på fel sätt. Ingen metod är universell, utanmetoderna betonar olika sidor av verkligheten. Somen hjälp vid sitt val av metod kan man använda denguide, som finns som appendix till rapporten (sid. 57).Denna guide togs fram under doktorandkursen, ”Sys-tem Principles and Sustainability Assessments forEcological Land-Use”.

En metods precision, generaliserbarhet och kommu-nicerbarhet är viktig att väga in, speciellt om analy-sen ska användas som beslutsunderlag. Det gäller attfinna lagom hög noggrannhet för att belysa proble-met. Hur exakt måste resultatet vara för att ge ett till-förlitligt svar på den fråga man ställer sig. Ofta stårexakthet i motsats till generaliserbarhet och till för-måga att hantera komplexitet. Då man vill ha högnoggrannhet i varje delkomponent i en analys mins-kar den möjliga skalan, eftersom mängden data an-nars blir ohanterlig. Det kan ge risk för suboptime-ring, det vill säga att det alternativ som tycks mestoptimalt utifrån analysen inte är det i en analys på enstörre systemnivå. Med mindre noggrannhet finns isin tur risk för att viktiga skillnader döljs och dåligprecision kan ge helt felaktiga resultat. Med siffror ochindex är det lätt att kommunicera resultatet av ett stortdata underlag, men när vi börjar kvantifiera ökar ris-ken för att det vi kan mäta och beräkna tillskrivs större

vikt än de kvalitativa aspekter som inte kan fångas isiffror.

När man har komplexa frågeställningar och systemär transparens i resultatet mycket viktigt. Det vill sägamöjlighet att studera de olika delarna som bidrar tilldet beskrivna resultatet. Igen står man inför en av-vägning. Hög aggregering ger ett beslutsunderlag somär lätt att förstå, men istället förlorar man transparensoch det är svårt att själv bilda sig en uppfattning omde underliggande premisser, antaganden och gräns-dragningar som en analys alltid innehåller.

Det måste också vara möjligt att skapa sig en uppfatt-ning om var systemgränserna är satta för en analys.Detta gäller såväl gränser i tid som i rum. Beaktar ana-lysen till exempel naturarbete för att bilda mineral,beaktar den emissioner och indirekta flöden?

Att en metod inte innehåller en tydlig värderinginnebär inte att den är värderingsfri. I alla besluts-processer sker någon slags värdering. Alla värde-ringar baseras på någon sorts värdegrund, det villsäga grundläggande premisser om bra eller dåligt.Själva värderingen kan vara subjektiv och vilkenvärdegrund man väljer är alltid subjektivt. Fråganär var värderingen ska ske: redan hos analytikerneller ska dessa beslut lämnas till beslutsfattaren? Ien CBA finns en tydlig och redovisad värdegrund,det är människans subjektiva nytta som är basenför värderingen. I en emergianalys kan man hävdaatt värdegrunden är lika tydlig, men att värderingenär objektiv. Olika resurser värderas utifrån derasplacering i en energihierarki. Oavsett detta så måsteen emergianalys alltid brytas mot subjektiva vär-deringar i en beslutsprocess. Att använda, jämföraoch diskutera metoder med olika värdegrunder kange nya infallsvinklar och en fördjupad förståelse.

Många naturresursanalyser, exempelvis LCA, eko-nomiska analyser och materialflödesanalyser, är ba-serade på linjära modeller av ekonomins förhål-lande till ekosystemen. I ekosystem är just icke linj-ära förhållanden vanliga, så som till exempel att ett

48


system kan buffra en störning till en viss nivå mendärefter sker en stor förändring. En population aven art kan överleva med färre och färre enskildaindivider, men när en viss nivå nåtts dör den plöts-ligt ut. Denna nivå utgörs inte av ett fast antal indi-vider utan beror av en mängd olika yttre och inrefaktorer, så som klimat, födotillgång, reproduk-tionsförmåga, genetisk variation inom popula-tionen etc. Skogsmark kan buffra mot försurningtill en viss tröskel och när den överskrids ändraspH snabbt.

I metoderna behandlas vad som är förnybart ochicke förnybart som en fast gräns. I princip är dockalla resurser förnybara (utom kanske utrotade ar-ter) beroende på vilket tidsperspektiv och vilkenrumslig skala man anlägger. Ett för stort uttag aven ”förnybar” resurs kan innebära ett lika stort hotmot uthålligheten som användning av en ”icke för-nybar”, eller i vissa fall kanske till och med ett störrehot, om det påverkar ekosystemens vitalitet. Sköv-ling av skog drar till exempel undan livsrum förmånga arter med livsviktiga funktioner för skogs-ekosystemen.

Alla metoderna som beskrivs i denna rapport, utombiologiska indikatorer, är framförallt kvantitativa ochhar sitt fokus på analys av förbrukningen av energioch icke förnybara resurser. Sådana analyser relate-rar till uthållighet endast om man är överens om atttillgänglighet av icke förnybara resurser minskar ochatt dessa inte kan substitueras, eller om man anser attpotentiella miljöeffekter i någon mening är propor-tionella mot förbrukningen av naturresurser. Mångaav analyserna förhåller sig inte alls till ekosystemen,och säger inte något eller mycket lite om dessa systemsuthållighet. Framför allt inte om uthålligheten i syste-men i högre grad avgörs av hur de är organiserade(om de har korta återkopplingar, hög mångfald ochgod anpassnings- och återhämtningsförmåga) än avnivån på olika fysiska flöden, som till exempel oljaeller kväveläckage.

Sammanfattningsvis bör sägas att en isolerad miljö-och naturresursanalys måste kombineras med andrakunskaper, metoder eller erfarenheter om den skakunna bilda underlag till bedömning av uthållighet.Detta eftersom uthållighet innehåller aspekter av eko-logisk, social och ekonomisk karaktär.

49


50


Adaption – anpassning till en förändring (adapt = anpassa, tillpassa)Agroekosystem – jordbruksekosystem som innehåller både den icke

levande miljön: jord vatten och luft, samt den levande: växter, djuroch människor.

Antropocentrisk – människocentrerad, alla värden utgår frånmänniskan, endast hon kan värdera (antropocentrism – över-tygelsen om att människan är centrum i universum).

Carrying Capacity – bärkraft, en ekologisk term som beskriver mängdbiomassa, antal arter, populationer, funktionella grupper m.m. somett visst ekosystem kan innehålla, beroende av t.ex. mängdeninflödande energi och ursprungliga geologiska, fysiska och kemiskaförutsättningar.

Dissipation – omvandling av energi till värme.Ekocentrisk – ekosystemcentrerad, alla värden utgår från ekosystemen

och naturen tillskrivs moralisk ställning.Emergenta egenskaper – egenskaper som uppkommer i en helhet som

inte kan härledas genom studier av de olika delarna.Energi – rörelse eller förmåga till rörelse, mäts i värmeekvivalenter,

enheten är J, joule.Energihierarki – systemekologisk term som beskriver hur energiinnehållet

i en komponent minskar samtidigt som dess energikvalitet, förmågaatt påverka, ökar vid varje energitransformering i naturen.

Entropi – begrepp inom termodynamiken och informationsteorin ochett mått på sannolikheten för ett visst tillstånd ska existera. Komplexaoch ordnade system exempelvis något som lever, har låg entropimedan oordnat avfall har hög.

Evolution – biologisk term som beskriver utvecklingen av arter genomförändring i deras ärftliga egenskaper, hur arter utvecklas genomatt de bäst anpassade genetiska förändringarna selekteras framunder utprövning i biologiska system. Vissa ekologer menar atttermen endast kan användas i detta sammanhang. Används dockav andra inom ekologin för att beskriva utveckling innehållandeförändring till något kvalitativt annorlunda, ofta i språng.

Ordlista

Emergi – tillgänglig energi av ett slag som har använts för att genereraen produkt. Ofta uttryckt i solenergi, då blir enheten sej (solemergi-joule).

Exergi – arbete, ordnad rörelse, eller förmåga till arbete eller ordnadrörelse. Exergin är ett mått på avstånd från termodynamisk jämvikt,enheten är J, joule, dvs. densamma som för energi.

Geobiosfär – den del av jorden som innehåller jord, vatten, luft och liv.Jordens livsuppehållande system – kan också kallas livgivande system

och är den delen av jorden med dess ekosystem, jordskorpa ochatmosfär som genererar och underhåller de fysiska, kemiska ochbiologiska förutsättningarna för liv.

Resiliens – inom ekologin finns många definitioner av resiliens, menkortfattat kan man säga att det är förmåga att absorbera en störningutan att systemets vitalitet och huvudsakliga funktion förändras.Begreppet innefattar också till vilken grad ett system är själv-organiserande och vilken förmåga det har att lära och anpassasig till förändringar. Begreppet har utvecklats inom ekosystem-ekologin men används idag även för sociala system.

Självorganiserande system – dissipativa strukturer som befinner siglångt från termodynamisk jämvikt och är öppna mot omgivningen.De organiserar sig själva så att dess delar samverkar inbördes.Processen underhåller sig själv och har förmåga att reorganiserasig i ny och annan form.

Termodynamik – läran om värmets natur och dess omvandling till andraenergiformer. Termodynamiken sammanfattas i en antal huvud-satser, vanligen fyra stycken (0:te – 3:dje), som i dagligt tal brukarkallas "energilagar". Dessa "lagar" gäller såväl i naturen som närman konstruerar en bilmotor.

Termodynamisk jämvikt – tillstånd då alla koncentrationsskillnader ärutjämnade, då inget arbete kan uträttas.

51


Mer att läsa om systemekologi och självorganiserande systemOdum, E.P., 1997. Ecology: a bridge between science and society.

Sinauer Associates, SunderlandOdum, H. T. 1994. General and ecological systems: an introduction to

systems ecology. Reviderad upplaga. Niwot: University Press ofColorado.

http://www.resalliance.org

Mer att läsa om materialflödesanalysBurström, F., 1998. Municipal material accounting and environmental

management. Licentiatavhandling, Tekniska högskolan, Stockholm.ConAccount, 2000. Material flow analysis for environmental

sustainability. http://www.conaccount.net/ (besökt 010610).Hinterberg, F. och Schmidt-Bleek, F., 1999. Dematerialization, MIPS

and Factor 10. Physical sustainability indicators as a social device.Ecological Economics, 29, 53-56.

Högberg, S. (Red.). Dematerialization and factor 10 : survey, AFR-rapport; 240, AFN, Naturvårdsverket, Stockholm.

SCB och LRF. 2000. En framtida nationell materialflödesstatistik –användning av natrurresurser, substanser och kemikalier iproduktion och konsumtion. Rapport 2000:4. Örebro, SCB-tryck.

Mer att läsa om energianalysJansén, J., 2001. Energy analysis of early, mid and late 20th century

Swedish farming systems: a local case study. Journal of SustainableAgriculture, 17(4), 9-25.

Refsgaard, K., Halberg, N. och Kristensen, E.S., 1998. Energy utilizationin crop and dairy production in organic and conventional livestockproduction systems. Agricultural Systems, 57(4), 599-630.

Schroll, H., 1994. Energy-flow and ecological sustainability in Danishagriculture. Agriculture Ecosystems & Environment, 51, 301-310.

Törner, L., 1995b. Energibalans på tio gårdar. Odling i Balans. Vallåkra.Uhlin, H.-E., 1997. Energiflöden i livsmedelskedjan. I: En systemstudie

för ett miljöanpassat och uthålligt jordbruk. NaturvårdsverketRapport nr. 4732, Stockholm.

Mer att läsa om exergianalysHovelius, K., 1997. Energy-, exergy- and emergy analysis of biomass

production. Rapport 222, Institutionen för lantbruksteknik, SLU,Uppsala.

Jørgensen, S.E., 2000. A general outline of thermodynamic approachesto ecosystem theories. In: S.E. Jørgensen, F. Müller (Red.), Handbookof ecosystem theories and management. Lewis Publisher, BocaRaton, s. 113-133.

Nilsson, D., 1997. Energy, exergy and emergy analysis of using strawas fuel in district heating plants. Biomass and Bioenergy, 13(1 &2), 63-73.

Wall, G., 1993. Exergilära. Handledning för självstudier. Exergi,ekologi, demokrati, Möndal.

Mer att läsa om emergianalysBjörklund, J., 2000. Emergy analysis to assess ecological sustainability,

strengths and weaknesses. Doktorsavhandling, Agraria 242, SLU,Uppsala.

Litteraturförslag

Här följer en lista på litteratur som vi funnit intressant och användbar för att ge bakgrund till, beskriva och visaexempel på användningen av metoderna i lantbrukssammanhang.

Johansson, S., Doherty, S. J. och Rydberg, T. 2000. Sweden food systemanalysis. I: Brown, M.T. Emergy synthesis. Theory and applicationsof the emergy methodology. Proceedings from the First BiennialEmergy Analysis Research Conference, Gainesville, Florida,September 1999. The Center for Environmental Policy, Departmentof Environmental Engineering Science, Gainesville.

Lagerberg, C., 1999. Emergy analysis of the resources use ingreenhouse crop production and of the resources basis of theSwedish economy. Doktorsavhandling, Agraria 191, SLU, Alnarp.

Lagerberg, C. 2000. Emergianalys - hur gör man ?. Institutionen förväxtvetenskap, SLU, Alnarp. http://www.cul.slu.se/emergi (besökt010401)

Odum, H. T. 1996. Environmental accounting: emergy andenvironmental decision making. John Wiley & sons, Inc., New York.

Mera att läsa om LCAAndersson, K., 1998. Life Cycle Assessment (LCA) of food products

and production systems. Doktorsavhandling, Chalmers tekniskahögskola, ARF-rapport 203, ARF, Naturvårdsverket, Göteborg.

Cederberg, C. 2002. Life Cycle Assessment (LCA) of animal production.Avhandling, Avdelningen för tillämpad miljövetenskap, Göteborgsuniversitet, Göteborg.

Ciambrone, D.F., 1997. Environmental life cycle analysis. Lewis Publ.,Bocca Raton.

Guinée (Red.), 2001. LCA - An operational guide to the ISO-standardshttp://www.leidenuniv.nl/cml/lca2/index.html (besökt 011028)

ISO 14041:1998 Environmental management -- Life cycle assessment-- Goal and scope definition and inventory analysi. ISO14042:2000 Environmental management -- Life cycle assessment-- Life cycle impact assessment. ISO 14043:2000 Environmentalmanagement -- Life cycle assessment -- Life cycle interpretation.Svensk standard.

Mattsson, B., 1999. Environmental Life Cycle Assessment (LCA) ofagricultural food production. Doktorsavhandling, Agraria 187, SLU,Uppsala.

Tidskriften Journal of Life Cycle Assessments

Mera att läsa om Ekologiska fotavtryckDeutsch, L., 1999. Ecosystem appropriation through industrial

intensification and trade: Swedish agriculture 1962 - 1994.Examensarbete 1999:3, Institutionen för systemekologi, Stockholmsuniversitet, Stockholm.

Wackernagel, M. och Rees, W., 1996. Our ecological footprint.Reducing human impact on the earth. New Society Publisher,Gabriola Island.

Wackernagel, M., Onisto, L., Bello, P., Linares, A.C., López Falfán,I.S., García, J.M., Suárez Guerrero, A.I., Suárez Guerrero, M.G.,1999b. National natural capital accounting with the ecologicalfootprint concept. Ecological Economics, 29, 375-390.

Temanummer av tidsskriften Ekological Economics (2000, vol. 32, nr.3).

52


Mer att läsa om miljöekonomiska analyserCostanza, R., d'Arge, R., de Groot, R., Farber, S., Grasso, M., Hannon,

B., Limburg, K., Naeem, S., O'Neill, R.V., Paruelo, J., Raskin, R.G.,Sutton, P. och van der Belt, M., 1997. The value of the world´secosystem services and natural capital. Nature, 387(15), 253-260.

Edwards-Jones, G., Davies, B. och Hussain, S., 2000. Ecologicaleconomics an introduction. Blackwell Science Ltd, Oxford.

Lundström, S., 1997. Bör vi dricka ekologisk mjölk? – ensamhällsekonomisk jämförelse mellan konventionell och ekologiskmjölkproduktion. Rapport 109, Institutionen för ekonomi, SLU,Uppsala.

Pearce, D.W., 1983. Cost-benefit analysis. The Macmillan Press Ltd,Bath.

Perkins, F., 1994. Practical cost benefit analysis, basic concepts andapplications. Macmillan Education Australia Pty Ltd, South Melborn.

Pimentel, D.C., Wilson, C., McCullum, R., Huang, P., Dwen, J., Flack,Q., Tran, T., Saltman, T. och Cliff, B., 1997. Economic andenvironmental benefits of biodiverstity. BioScience, 47, 747-758.

Mera att läsa om IBI och ekosystemhälsaKarr, J.R., Chu, E.W., 1999. "Health" and "integrity" are meaningful

for environmental management. I: J.R. Karr och E.W. Chu (Red.),Restoring life in running waters. Island Press, Washington, DC,pp. 16-21.

Karr, J.R., Faush, K.D., Angermeier, P.L., Yant, P.R. och Schlosser, I.J.,1986. Assessing Biological integrity in running waters. A methodand its rational. Illinois Natural History Survey, Campaign.

Rapport, D.J., Costanza, R. och McMichael, A.J., 1998. Assessingecosystem health. Trends in Ecology & Evolution, 13(10), 397-402.

Xu, W. och Mage, J.A., 2001. A review of concepts and criteria forassessing agroecosystem health including a preliminary case studyof southern Ontario. Agriculture Ecosystems & Environment, 83(3),215-233.

Tidskriften Ecosystem Health

Jämförelse mellan olika metoderMoberg, Å 1999. Environmental systems analysis – differences and

similarities including a brief case study of heat production usingekological footprint; MIPS, LCA and exergy analysis.Examensarbete, Institutionen för systemekologi, StockholmsUniversitet, Stockholm. Tillgänglig från: http://www.fms.ecology.su.se/pdf/ESAtoolsdifferencesandsimilarities.pdf.

Moberg, Å., Finnveden, G., Johansson, J., Steen, P., 1999.Miljösystemanalytiska verktyg – en introduktion med koppling tillbeslutssituationer, AFR-report 251, ARF, Naturvårdsverket,Stockholm.

Petts, 1999. Environmental impact assessment versus otherenvironmental management decision tools. I: Petts (Red.) Handbookof environmental impact assessment: Volume I: environmentalimpact assessment: process, methods and potential. Oxford,Blackwell.

53


Referenser

Andersson, A., 1992. Trace elements in agricultural soils - fluxes,balances and background values. Report 4077, SwedishEnvironmental Protection Agency, Stockholm.

Andersson, K., 1998a. Life Cycle Assessment (LCA) of bread productson different scales. case study, AFR-rapport 214, AFR,Naturvårdsverket, Stockholm.

Andersson, K., 1998b. Life Cycle Assessment (LCA) of food productsand production systems. Doktorsavhandling, Chalmers tekniskahögskola, ARF-rapport 203, ARF, Naturvårdsverket, Göteborg.

Andersson, R. och Helmfrid, H., 1993. Den livsviktiga näringen. Enrapport om kretsloppsprincipen och jordbruket, Det NaturligaSteget, Stockholm.

Andresén, N., Björklund, J. och Rydberg, T., insänd. Ecological andconventional pig production – an emergy analysis of resource flowsand environmental dependency on farm scale level. Agriculture,Ecosystems & Environment.

Anonym, 2001. Europaparlamentets och rådets förordning (EG) nr761/2001 av den 19 mars 2001 om frivilligt deltagande förorganisationer i gemenskapens miljölednings- ochmiljörevisionsordning (EMAS). Europeiska gemenskapernasofficiella tidning. http://www.miljostyrning.se/document/emas/s_emas761-01.pdf (besökt 011214)

Ayres, R.U. och Masini, A., 1998. Waste exergy as a measure ofpotential harm. I: S. Ulgiati (Red.), Advances in energy studies.Energy flows in ecology and economy. Proceedings of a Conferencein Porto Venere, Italy, the 26-30 of May, 1998. Musis Publisher,Rom, s. 113-128.

Bak, P., 1997. How Nature Works. Oxford University Press, Oxford.Baltic 21: Secretariat , 2001 Baltic 21 http://www.ee/baltic21/

indicators/Bastianoni, S. och Marchettini, N., 1997. Emergy/exergy ratio as a

measure of the level of organization of systems. EcologicalModelling, 99(1), 33-40.

Beckman, O., Kjöllerström, B., Sundström, T., 1997. Energilära :grundläggande termodynamik för högskolestudier. Liber, Stockholm.

Berkman, H.E., Rabeni, C.F. och Boyle, T.P., 1986. Biomonitors of streamquality in agricultural areas: fish versus invertebrates. EnvironmentalManagement, 10(3), 413-419.

Bell, M.M., 2001. An unfinalizable aliveness: sustainability as responseability, Paper for "perspectives on sustainability" Seminar Series,SLU, Uppsala.

Bell, S. och Morse, S., 2000. Sustainable indicators. Measuring theimmeasurable. Earthscan Ltd, London.

Bendz, E., 2000a. Miljöredovisning för svenskt jordbruk 2000, SCBoch LRF, Stockholm.

Bendz, E., 2000b. Är miljönyckeltal användbara för att beskriva ettlantbruksföretags miljöpåverkan? Examensarbete 327, Institutionenför ekonomi, SLU.

Bergbäck, B., Anderberg, S. och Lohm, U., 1994. Accumulatedenvironmental impact: the case of cadmium in Sweden. Science ofthe Total Environment, 145(1-2), 13-28.

Bernes, C., 1990. Monitor 1990. Svensk miljöövervakning.Naturvårdsveket, Solna.

Björklund, J., 2000. Emergy analysis to assess ecological sustainability,strengths and weaknesses. Doktorsavhandling, Agraria 242, SLU,Uppsala

Bolt, G.H. och Bryggenwert, M.G.M. (Red). 1978. Soil chemistry, A.Basic elements. Elsivier. Amsterdam.

Brandt-Williams, S. 2001. Emergy of Florida Agriculture. I: Handbookof emergy evaluation. Folio nr 4. Center for wetlands, Dept. ofEnvironmental Engineering, University of Florida, Gainesville. http://www.enveng.ufl.edu/homepp/brown/syseco/xchng.htm (besökt020130).

Bruce, Å., Egonsson, D., Karlsson, T. och Pettersson, O., 1997. Vegan- vegetarian - allätare?, SLU Kontakt 3, SLU, Uppsala.

Burström, F., 1998. Municipal material accounting and environmentalmanagement. Licentiatavhandling, Tekniska högskolan, Stockholm.

Börjesson, P.I.I., 1996. Energy analysis of biomass production andtransportation. Biomass and Bioenergy, 11(4), 305-318.

Callicott, J.B. och Mumford, K., 1997. Ecological sustainability as aconservation concept. Conservation biology, 11(1), 32-40.

Carlsson-Kanyama, A., Faist, M., 2000. Energy use in the food sector:a data survey. AFR-report 291, AFR, Naturvårdsverket, Stockholm.

Carson, R.T., 2000. Contingent valuation: A user´s guide. EnvironmentalScience & Technology, 34(8), 1413-1418.

Catton, W., 1982. Overshoot. The ecological basis for revolutionarychange. University of Illinois Press, Urbana.

Cederberg, C., 1998. Life Cycle Assessment of milk production – acomparision of conventional and organic farming. SIK-rapport nr.643.

Cederberg, C., Darelius, K., 2000. Livscykelanalys (LCA) av nötkött –en studie av olika produktionsformer. Naturresursforum, LandstingetHalland.Licentiatavhandling, Report 1999:6, Göteborgs Universitet,Göteborg.

Cederberg, C. 2002. Life Cycle Assessment (LCA) of animal production.Avhandling, Avdelningen för tillämpad miljövetenskap, Göteborgsuniversitet, Göteborg.

Costanza, R., d'Arge, R., de Groot, R., Farber, S., Grasso, M., Hannon,B., Limburg, K., Naeem, S., O'Neill, R.V., Paruelo, J., Raskin, R.G.,Sutton, P. och van der Belt, M., 1997. The value of the world´secosystem services and natural capital. Nature, 387(15), 253-260.

Cairns Jr, J, Niederlehner, B.R. 1995 Ecosystem health concept as amanagement tool. Journal of Aquatic Ecosystem Health, 4, 91-95.

Cairns Jr, J., McCormick, P.V. och Niederlehner, B.R. 1993. A proposedframework for developing indicators of ecosystem health.Hydrobiologia, 263, 1-44.

Daly, H., 1997. Reconciling international and external policies forsustainable development. I: A.K. Dragun, K.M. Jakobsson (Red.),Sustainability and global environmental policy. Edwar Elgar,Cheltenham, s. 11-31.

Demeterregler, 1997. Tillgänglig från: http://www.demeter.nu (besökt010611).

Deutsch, L., 1999. Ecosystem appropriation through industrialintensification and trade: Swedish agriculture 1962 - 1994.Examensarbete 1999:3, Institutionen för systemekologi, Stockholmsuniversitet, Stockholm.

Deutsch, L., Jansson, Å., Troell, M., Rönnbäck, P., Folke, C. och Kautsky,N., 2000. The "ecological footprint": communicating humandependence on nature´s work. Ecological Economics, 32, 351-355.

Drake, L., 1987. Värdet av bevarat jordbrukslandskap. Resultat avintervjuundersökningar, Rapport 289, Institutionen för ekonomi,SLU, Uppsala.

Drake, L., 1992. The non-market value of the Swedish agriculturallandscape. European Review of Agricultural Economics, 19, 351-364.

54


Drake, L., 1994. Relations among environmental effects and theirimplications for efficiency of policy instruments. 2. rev. ed. Rapport74, Institutionen för ekonomi, SLU, Uppsala.

Edwards-Jones, G., Davies, B. och Hussain, S., 2000. Ecologicaleconomics an introduction. Blackwell Science Ltd, Oxford.

Eriksson, J., Andersson, A. och Andersson, R., 1997. Current status ofSwedish arable soils. Rapport 4778, Naturvårdsverket, Stockholm.

Erlandsson, M., 2000. Viktning av olika miljöpåverkanskategorierbaserat på en vision om det framtida hållbara folkhemmet – desvenska miljökvalitetsmålen. IVL Svenska Miljöinstitutet AB,Stockholm.

Europeiska rådets officiella tidning, 1985. Europeiska rådets direktiv85/337/EEG av den 27 juni 1985 om bedömning av inverkanpå miljö av vissa offentliga och privata projekt. Svensk specialutgåva: Område 15 vol. 6 s.6. (kan erhållas via http://europa.eu.int/comm/environment/eia/eia-legalcontext.htm).

Finnveden, G. och Östlund, P., 1997. Exergies of natural resources inlife-cycle assessments and other applications. Energy, 22(9), 923-931.

Folke, C., Carpenter, S., Elmqvist, T., Gunderson, L. Holling, C.S.,Walker, B., Berkes, F. Colding, J., Danell, K., Falkenmark, M.,Gordon, L., Kasperson, R., Kautsky, N., Kinzig, A., Levin, S., Mäler,K.-G., Moberg, F., Ohlsson, L., Olsson, P., Ostrom, E. Reid, W.,Rockström, J., Savenjie, Svedin, U., 2002. Resilience andSustainable Development: Building adaptive capacity in a worldof transformations. Scientific Background Paper for the process ofThe World Summit on Sustainable Development on behalf of TheEnvironment Advisory Council to the Swedish Government.Skriftserie 2002:1, Miljövårdsberedningen, Stockholm. http://www.sou.gov.se/mvb/pdf/resiliens.pdf (besökt 020814).

Freeman III, M.A., 1993. The measure of environmental and resourcevalues. Theory and methods. Resources for the Future, Washington.

Giampietro, M., Cerretelli, G. och Pimentel, D., 1992. Energy analysisof agricultural ecosystem management – human return andsustainability. Agriculture, Ecology and Environment, 38, 219-244.

Guinée, J.B., van der Bergh, J.C.J.M., Boelens, J., Fraanje, P.J., Huppes,G., Kandelaars, P.P.A.A.H., Lexmond, T.M., Moolenaar, S.W.,Olsthoorn, A.A., Udo de Haes, H.A., Verkuijlen, E. och van derVoet, E., 1999. Evaluation of risk of metal flows and accumulationin economy and environment. Ecological Economics, 30, 47-65.

Gustafsson, K., 2001. Miljönyckeltal : kväve, fosfor, kadmium, energioch markpackning. Fakta: Jordbruk ; 2001:7, SLU, Uppsala.

Hagen, J.B., 1992. An entangled bank: The origin of ecosystem ecology.Rutgers University Press, New Brunswick, New Jersey.

Halberg, N., 1999. Indicators of resource use and environmental impactfor use in a decision aid for Danish livestock farmers. Agriculture,Ecosystem & Environment, 76, 17-30.

Hall, C.A.S., Cleveland, C.J. och Kaufmann, R., 1986. Energy andresource quality. The ecology of the economic process. John Wiley& Sons, Inc. New York

Hertwich, E.G., Pease, W.S., Koshland, C.P., 1997. Evaluating theenvironmental impact of products and production processes: Acomparison of six methods. Science of the Total Environment,196(1), 13-29.

Hinterberg, F., Luks, F. och Schmidt-Bleek, F., 1997. Material flows vs."natural capital". What makes an economy sustainable? EcologicalEconomics, 23, 1-14.

Hinterberg, F. och Schmidt-Bleek, F., 1999. Dematerialization, MIPSand Factor 10. Physical sustainability indicators as a social device.Ecological Economics, 29, 53-56.

Holmberg, J. och Karlsson, S., 2000. On the Factor X concept from asustainability perspective. I: S. Högberg (Red.), Dematerializationand factor 10 : survey, AFR-report; 240, AFN, Naturvårdsverket,Stockholm, s. 33-64.

Hovelius, K., 1997. Energy-, exergy- and emergy analysis of biomassproduction, Rapport 222, Institutionen för lantbruksteknik, SLU,Uppsala.

IFIAS, 1974. Energy analysis methodology and conventions 25th-30thAugust, 1974, Guldsmedshyttan. IFIAS workshop report; 6,Stockholm.

ISO 14041, 1998. Environmental management – Life cycle assessment– Goal and scope definition and inventory analysis. Svenskstandard.

ISO 14042, 2000a. Environmental management – Life cycle assessment– Life cycle impact assessment. Svensk standard.

ISO 14043, 2000b. Environmental management – Life cycle assessment– Life cycle interpretation. Svensk standard.

Izac, A.-M. och Swift, M.J. 1994. On agricultural sustainability and itsmeasurement in small-scale farming in sub-Saharan Africa.Ecological Economics 11, 105-125.

Jansén, J., 2001. Energy analysis of early, mid and late 20th centurySwedish farming systems: a local case study. Journal of SustainableAgriculture, 17(4), 9-25.

Johansson, P.-O., 1993. Cost-benefit analysis of environmental changes.Great Britain University Press, Cambridge.

Johansson, S., Doherty, S.J. och Rydberg, T., 2000. Sweden food systemanalysis. Brown, M.T. Emergy synthesis. Theory and applicationsof the emergy methodology. Proceedings from the First BiennialEmergy Analysis Research Conference, Gainesville, Florida,September 1999. The Center for Environmental Policy, Departmentof Environmental Engineering Science, Gainesville.

Jordens Vänner, 1997. Ställ om för Rättvist Miljöutrymme. Mål ochberäkningar för ett hållbart Sverige, Miljöförbundet Jordens Vänner,Stockholm.

Jørgensen, S.E., 1992. Exergy and ecology. Ecological modelling, 63,185 - 214.

Jørgensen, S.E., 1998. Exergy as orientors for the development ofecosystems. I: S. Ulgiati (Red.), Advances in energy studies. Energyflows in ecology and economy. Procedings of a Conference in PortoVenere, Italy, the 26-30 of May, 1998. Musis Publisher, Rom, s.403 - 414.

Jørgensen, S.E., 2000. A general outline of thermodynamic approachesto ecosystem theories. In: S.E. Jørgensen, F. Müller (Red.), Handbookof ecosystem theories and management. Lewis Publisher, BocaRaton, s. 113-133.

Karr, J.R. och Chu, E.W., 1999. "Health" and "integrity" are meaningfulfor environmental management. I: J.R. Karr och E.W. Chu (Red.),Restoring life in running waters. Island Press, Washington, DC, s.16-21.

Karr, J.R., Faush, K.D., Angermeier, P.L., Yant, P.R. och Schlosser, I.J.,1986. Assessing biological integrity in running waters. A methodand its rational. Illinois Natural History Survey, Campaign.

Kay, J.J., Regier, H.A., Boyle, M. och Francis, G., 1999. An ecosystemapproach for sustainability: addressing the challenge of complexity.Future, 31, 721-742.

KRAV, 2001. KRAV regler, Uppsala.Krotscheck, C., 1997. Measuring eco-sustainability: comparison of mass

and/or energy flow based highly aggregated indicators.Environmetrics, 8, 661-681.

Kågesson, P., 2000. Is Factor 10 a useful tool in environmental policy?I: S. Högberg (Red.), Dematerialization and factor 10 : survey,AFR-report; 240, AFN, Naturvårdsverket, Stockholm., s. 1-31.

Lagerberg, C., 1999. Emergy analysis of the resources use ingreenhouse crop production and of the resources basis of theSwedish economy. Doktorsavhandling, Agraria 191, Dissertation,Swedish University of Agricultural Sciences, Alnarp.

Levin, S.A., 1998. Ecosystems and the biosphere as complex adaptivesystems. Ecosystems, 1, 431-436.

Lindholm, S., 2001. Helhet och Mångfald. Det ekologiska lantbruketsbärande idéer i relation till miljöetisk teori. Doktorsavhandling,Agraria 272, SLU, Uppsala.

Lovelock, J.E., 1982. Gaia : a new look at life on earth. OxfordUniversity Press, Oxford.

LRF, 2001. Sveriges bönders miljöhusesyn. Tillgänglig från: http://www.miljohusesyn.nu (besökt 010809).

55


Lundström, S., 1997. Bör vi dricka ekologisk mjölk? – Ensamhällsekonomisk jämförelse mellan konventionell och ekologiskmjölkproduktion. Rapport 109, Institutionen för ekonomi, SLU,Uppsala.

Malmberg, J., 1994. Attityder til l bekämpningsmedel ochbetalningsviljan för en minskad användning av dessa i det svenskajordbruket. Examensarbete no. 126 Institutionen för Ekonomi, SLU,Uppsala.

Mattson, B. och Stadig, M., 1999. Screening Life Cycle Assessment oforganic and conventional production of a cereal-based baby foodproduct. I: B. Mattson (Red.), Environmental Life Cycle Assessment(LCA) of agricultural food production. Doktorsavhandling, Agraria187. SLU, Alnarp.

Mattsson, B., Cederberg, C. och Blix, L., i tryck. Agricultural land usein Life Cycle Assessment (LCA): case studies of three vegetable oilcrops. Journal of Cleaner Production.

Miljövårdsberedningen 1998. Gröna nyckeltal för en ekologiskt hållbarutveckling. SOU 1998:170.

Miljövårdsberedningen, 1999. Gröna nyckeltal - följ den ekologiskaomställningen. SOU 1999:127. http://www.sou.gov.se/mvb/pdf/mvb-nyckeltal-rapp.pdf (besökt 020814).

Millenium Ecosystem Assessment 2002. http://www.millenniumassessment.org/en/index.htm (besökt 020814).

Mitchell, R.C.,och Carson, R.T., 1989. Using surveys to value publicgoods. The contingent valuation method. resources for the Future,Washington.

Moolenaar, S. och Lexmond, T., 2001. Applications of dynamic balancesin agricultural systems I: E. van der Voet, J.B. Guinée, H.A. Udo deHaes (Red.), Heavy metals: a problem solved? Methods and modelsto evaluate policy strategies for heavy metals. Kluwer AcademicPress, Dordrecht, s. 139-152.

Morse, S., 2001. Sustinabaility Indicators: The problem of integration.Sustainable Development, 9, 1-15.

Morse, S., McNamara, N., Acholo, M. och Okwoli, B., 2000. Visionsof sustainability : stakeholders, change and indicators. AshgatePub Co, Aldershot.

Nilsson, D., 1997. Energy, exergy and emergy analysis of using strawas fuel in district heating plants. Biomass and Bioenergy, 13(1 &2), 63-73.

Nilsson, J. och Bergström, S., 1995. Indicators for the assessment ofecological and economic consequences of municipal policies forresource use. Ecological Economics, 14, 175-184.

Nordiska ministerrådet, 1995. Nordic guidelines on Life-CycleAssessment. Nord 1995:20, Nordiska ministerrådet, Köpenhamn.

OĆonnell, T.J., Jackson, L.E. och Brooks, R.P., 2000. Bird guild asindicators of ecological condition in the central Appalachians.Ecological Applications, 10(6), 1706-1721.

OECD, 2000. Agri-environmental indicators. http://www.oecd.org/agr/env/cntryint.htm#OECD (besökt 010809).

Odling i balans, 2001. http://www.odlingibalans.com (besökt010809).

Odum, E.P., 1997. Ecology: a bridge between science and society.Sinauer Associates, Sunderland.

Odum, H.T., 1994. General and ecological systems: an introduction tosystems ecology. Reviderad upplaga. University Press of Colorado,Niwot.

Odum, H.T., 1996. Environmental accounting: emergy andenvironmental decision making. John Wiley & sons, Inc., New York.

Opschoor, H., 2000. The ecological footprint: measuring rod ormetaphor? Ecological Economics, 32, 363-365.

Palm, V., 1994. A model for sorption, flux and plant uptake of cadmiumin a soil profile: model structure and sensitivity analysis. Water,Air and Soil Pollution, 77, 169-190.

Pearce, D.W., 1983. Cost-benefit analysis. The Macmillan Press Ltd,Bath.

Pimentel, D.C., Wilson, C., McCullum, R., Huang, P., Dwen, J., Flack,Q., Tran, T., Saltman, T. och Cliff, B., 1997. Economic andenvironmental benefits of biodiverstity. BioScience, 47, 747-758.

Pimentel, D., Hurd, L.E., Bellotti, A.C., Forster, M.J., Oka, I.N., Sholes,O.D. och Whitman, R.J., 1973. Food production and the energycrisis. Science, 182, 443 - 449.

Pretty, J.N., Brett, C., Gee, D., Hine, R.E., Mason, C.F., Morison, J.I.L.,Raven, H., Rayment, M.D., van der Bijl, G., 2000 An assessmentof the total external costs of UK agriculture. Agricultural Systems,65 (2), 113-136.

Rapport, D.J., 1995. Ecosystem services and management options asblanket indicators of ecosystem health. Journal of Aquatic EcosystemHealth, 4, 97-105.

Rapport, D.J., Costanza, R. och McMichael, A.J., 1998. Assessingecosystem health. Trends in Ecology & Evolution, 13(10), 397-402.

Rees, W. och Wackernagel, M., 1996. Urban ecological footprints:why cities cannot be sustainable – and why they are a key tosustainability. Environmental Impact Assessment Review, 16, 223-248.

Refsgaard, K., Halberg, N. och Kristensen, E.S., 1998. Energy utilizationin crop and dairy production in organic and conventional livestockproduction systems. Agricultural Systems, 57(4), 599-630.

SCB och LRF, 2000. En framtida nationell materialflödesstatistik –användning av natrurresurser, substanser och kemikalier iproduktion och konsumtion. Rapport 2000:4. SCB-tryck, Örebro.

Schroll, H., 1994. Energy-flow and ecological sustainability in Danishagriculture. Agriculture Ecosystems & Environment, 51, 301-310.

Scoones, I., 1999. New ecology and the social sciences: What prospectsfor a fruitful engagement? Annual Review of Anthropology, 28,479-507.

Silvander, U., 1991. Värdering av kväveläckagets negativa effekter iSverige, Rapport 37, Institutionen för ekonomi, SLU, Uppsala.

Sonesson, U., 1993. Energianalyser av biobränslen från höstvete, rapsoch salix. Rapport 174, Institutionen för lantbruksteknik, SLU,Uppsala.

Stadig, M., 1997. Livscykelanalys av äppelproduktion: fallstudier förSverige, Nya Zeeland och Frankrike. Examensarbete, Rapport 220,Institutionen för lantbruksteknik, SLU, Uppsala.

Stout, B.A. (Red.), 1992. Energy in world agriculture. Elsevier,Amsterdam.

Suter II, G.W., 1993. A critique of ecosystem health concepts andindexes. Environmental Toxicology and Chemistry, 12, 1533-1539.

Svenska Miljönätet, 2001. Miljöledningsmarknaden, EMAS. http://www.miljostyrning.se/emas (besökt 010809).

Svenskt sigill, 2001a. http://www.svenskt-sigill.com (besökt 010809).Svenskt sigill, 2001b. Höga krav för att bli Svenskt Sigill-odlare. http:/

/www.svenskt-sigill.com/odlaren.html (besökt 010809).Szargut, J., 1998. Exergy analysis of thermal processes: ekological

cost. I: S. Ulgiati (Red.), Advances in energy studies. Energy flowsin ecology and economy. Proceedings of a Conference in PortoVenere, Italy, the 26-30 of May, 1998. Musis Publisher, Rom, s.77-97.

The European Centre for Nature Conservation, 2000. ELISA:Environmental Indicators for Sustainable Agriculture. Final ProjectReport. http://www.ecnc.nl/doc/projects/elisa.html (besökt010611).

Törner, L., 1995a. Energiutbytet i växtodlingen – några exempel frånpraktiken. Lantbrukets energibalans – enregiflöden i jord- ochskogsbruk. Seminarium den 19 april 1995 på Kungl. Skogs- ochLantbruksakademien i samarbete med Svenska Lantmännen.Kungliga Skogs och Lantbruksakademins tidskrift, 134(6), 69-75.

Törner, L., 1995b. Energibalans på tio gårdar. Odling i Balans. Vallåkra.Ulgiati, S., Odum, H.T., Bastianoni, S., 1994. Emergy use, environmental

loading and sustainability. An emergy analysis of Italy. EcologicalModelling, 73, 215-268.

Uhlin, H.-E., 1997. Energiflöden i livsmedelskedjan. I: En systemstudieför ett miljöanpassat och uthålligt jordbruk. Rapport 4732,Naturvårdsverket, Stockholm.

Uhlin, H.-E., 1999. Energy productivity of technological agriculture-lessons from the transition of Swedish agriculture. Agriculture,Ecosystems and Environment, 73, 63-81.

56


Vestgöte, E., 2000. Livscykelanalys av gödsel från slaktkyckling. JTI-rapport: Lantbruk & Industri 272, JTI, Uppsala.

Vitousek, P.M., Ehrlich, P.R., Ehrlich, A.H. och Matson, P.A., 1986.Human appropriation of the products of photosynthesis. BioScience,36(6), 368 - 373.

Vitousek, P.M., Mooney, H.A., Lubchenco, J. och Melillo, J.M., 1997.Human domination of Earth's ecosystem. Science, 227, 494 - 499.

Wackernagel, M., Lewan, L. och Borgström Hansson, C., 1999a.Evaluating the use of natural capital with the ecological footprint.Ambio, 28(7), 604-612.

Wackernagel, M., Onisto, L., Bello, P., Linares, A.C., López Falfán,I.S., García, J.M., Suárez Guerrero, A.I. och Suárez Guerrero,M.G., 1999b. National natural capital accounting with theecological footprint concept. Ecological Economics, 29, 375-390.

Wackernagel, M. och Rees, W., 1996. Our ecological footprint.Reducing human impact on the earth. New Society Publisher,Gabriola Island.

Wall, G., 1977. Exergy – a useful concept within resource accounting.Rapport nr. 77-42, Institutionen för teoretisk fysik, Chalmers tekniskahögskola, Göteborg.

Wall, G., 1993. Exergilära. Handledning för självstudier. Exergi,ekologi, demokrati, Möndal.

Waltner-Toews, D. 1996. Ecosystem health– a framework forimplementing sustainability in agriculture. BioScience, 46(9), 686-689.

Weidema, B.P., Posma, G. och Mortensen, B. 1996. The treatment ofland use in Life Cycle Assessment. I: Proceedings of the Sixth SETAC-Europe Annula Meeting. Sicily, 19-22 May 1996:101.

Wicklum, D. och Davies, R.W. 1995. Ecosystem health and integrity?Canadian Journal of Botany, 73, 997-1000.

Wilson, D.S., Sober, E., 1989. Reviving the superorganism. Journal.Theor. Biol., 136, 337-356.

Xu, W. och Mage, J.A., 2001. A review of concepts and criteria forassessing agroecosystem health including a preliminary case studyof southern Ontario. Agriculture Ecosystems & Environment, 83(3),215-233.

57


Appendix

: G

uid

e v

id v

al av m

eto

dV

ilket

är

det h

uvud

sakl

iga

syfte

t med

met

oden

?■

Kom

mun

ikat

ion

■Be

slutsu

nder

stöd

■Fo

rskn

ing

Vilk

a an

vänd

er m

etod

en?

■U

nive

rsite

t■

Indu

stri

■Fö

reta

g■

Stat

och

kom

mun

■M

edbo

rgar

e

Vilk

et/v

ilka

resu

ltat f

örvä

ntas

utif

rån

anal

ysen

?

Vilk

et ti

dspe

rspe

ktiv

anv

änds

i m

etod

en?

■Å

terb

licka

nde

(ber

äkni

ng, m

onito

rer,

indi

kato

rer)

■Fr

amåt

blic

kand

e (m

odel

leri

ng,

scen

ario

s, f

örut

-sä

gelse

r)

Finn

s de

t en

bred

acc

epta

ns fö

r m

etod

en?

(i ve

tens

kapl

ig s

fär,

bla

nd a

llmän

het)

När

och

hur

ofta

har

met

oden

anv

änts

?

Hur

beh

andl

as s

yste

mgr

änse

r i m

etod

en?

■Ru

msli

ga –

om

fatta

r met

oden

hel

a pr

oduk

tions

sam

man

-ha

nget

, dire

kta

och

indi

rekt

a ko

mpo

nent

er e

ller

bara

den

dire

kta

grän

sen

för

aktiv

itete

n?■

Tids

mäs

siga

– ä

r det

ögo

nblic

ksbi

lder

elle

r är d

et a

na-

lyse

r öv

er ti

d (m

äts

förä

ndrin

gar)

?■

Livs

cyke

l – o

mfa

ttar m

etod

en e

n pr

oduk

ts el

ler e

n pr

o-ce

ss h

ela

livsc

ykel

?

Vilk

a ob

jekt

ana

lyse

ras?

■Pr

oduk

ter

■Pr

oces

ser,

akt

ivite

ter

Vilk

a ty

per

av e

ffekt

er a

naly

sera

s?■

Milj

ö■

Ekon

omis

ka■

Soci

ala

Är

met

oden

ber

oend

e av

sitt

sam

hang

?(h

isto

riskt

, rum

sligt

, soc

ialt,

eko

nom

iskt

etc

.)

Hur

han

tera

r m

etod

en s

kalo

r?(h

iera

rkie

r, in

tera

ktio

ner

och

nätv

erk)

I vilk

en s

kala

har

met

oden

sitt

anv

ändn

ings

områ

de?

(loka

l, re

gion

, lan

d, g

loba

l)

Vilk

a m

iljöe

ffekt

er b

ehan

dlas

av

met

oden

?

Till

vilk

en g

rad

beha

ndla

r m

etod

en b

ipro

dukt

er a

v en

pro

-du

ktio

n?

Till

vilk

en g

rad

mät

er m

etod

en to

tal m

iljöb

elas

tnin

g?

Vik

en/v

ilka

enhe

ter

anvä

nds

i met

oden

?(ä

r en

hete

n ko

mm

unic

erba

r)

Hur

är

möj

lighe

ten

att k

omm

unic

era

resu

ltate

n av

met

oden

?

Är

met

oden

och

res

ulta

ten

stat

istis

kt g

odta

gbar

a?

Inkl

uder

ar m

etod

en k

änsl

ighe

tsan

alys

?

Beha

ndla

r m

etod

en o

säke

rhet

?

Är

det m

öjlig

t och

öns

kvär

t att

kalib

rera

met

oden

?

Är

met

oden

sta

ndar

dise

rad?

Vilk

a jä

mfö

rels

er k

an g

öras

med

and

ra m

etod

er?

Kan

resu

ltate

n va

lider

as?

Är

met

oden

kva

ntita

tiv e

ller

kval

itativ

?

Vilk

a fö

rkun

skap

er o

ch v

ilken

utr

ustn

ing

kräv

s?■

För

att a

nvän

da m

etod

en■

För

att t

olka

met

oden

■Ä

r res

ulta

ten

från

en e

nski

ld a

naly

s til

lräck

lig e

ller b

e-hö

ver j

ämfö

relse

r gör

as (m

ed re

fere

nstil

lstån

d/ni

vå e

l-le

r an

dra

anal

yser

)

Base

ras

met

oden

på

någr

a ty

dlig

t ut

tala

de p

rem

isse

r el

ler

anta

gand

en?

Är

info

rmat

ion

om d

et s

tude

rade

sys

tem

ets

orga

nisa

tion/

stru

ktur

nöd

vänd

ig fö

r at

t tol

ka r

esul

tate

t?

Inkl

uder

ar m

etod

en u

ppfö

ljnin

gar?

Und

erlä

ttar

met

oden

sce

nario

bygg

ande

?

Mät

er m

etod

en o

lika

resu

rser

?■

Förn

ybar

a/ic

ke fö

rnyb

ara

■D

irekt

a/in

dire

kta

■Lo

kala

/ick

e lo

kala

■Re

surs

kval

itet o

ch e

nerg

iform

Beha

ndla

s åt

erko

pplin

gar

i met

oden

, och

i så

fall

hur?

Mät

er m

etod

en e

kosy

stem

häls

a, o

ch i

så fa

ll hu

r?(b

iodi

vers

itet,

ekos

yste

m fu

nktio

ner,

bio

mas

sa, B

PP, N

PP e

tc.)

Vad

säg

er m

etod

en o

m e

kosy

stem

int

egri

tet,

ekos

yste

m-

funk

tion,

livs

unde

rstö

d?

Beha

ndla

s elle

r mät

s soc

ioku

lture

lla e

ller s

ocio

ekon

omis

ka a

s-pe

kter

av

det s

tude

rade

sys

tem

et?

(rät

tvis

a, jä

mlik

het,

etik

etc

.)

Har

met

oden

en

redu

ktio

nist

isk

elle

r ho

listis

k an

satts

?

Är

met

oden

indu

ktiv

(stu

dier

av

ensk

ilda

fall)

elle

r de

dukt

iv(h

ärle

dnin

g fr

ån b

eräk

ning

ar)?

Vilk

a är

met

oden

s st

yrko

r oc

h sv

aghe

ter?

58


Centrum för uthålligt lantbruk – CUL – är ett samarbetsforum för forskare ochandra med intresse för ekologiskt lantbruk och lantbrukets uthållighetsfrågor.CUL arbetar med utveckling av tvärvetenskapliga forskningsmetoder och för

samverkan och samplanering av insatser för:• forskning• utvecklingsarbete• utbildning• informationsspridninginom det ekologiska lantbruket.

Centrum för uthålligt lantbrukBox 7047

750 07 Uppsalawww.cul.slu.se

Documents

Att värdera uthållighet i lantbruket – genomgång av ... · 1 • A T T V Ä R D E R A U T H Å L L I G H E T I L A N T B R U K E T – G E N O M G Å N G A V M E T O D E R F