Miljövänlig abborrodling? En jämförande miljösystemanalys av

tre produktionssystem för matfisk

Nils Ekeroth

Uppsats för avläggande av naturvetenskaplig magisterexamen i Biologi

262,5 hp Institutionen för marin ekologi

Göteborgs universitet

Contribution number: 452

2

Förord Detta examensarbete omfattar 30 hp och har utförts inom magisterprogrammet i biologi vid Göteborgs universitet. Arbetet har utförts på företaget Ecoloop AB i Stockholm. Handledare har varit Susanna Toller som är verksam både på Ecoloop och vid KTH, samt Per Nilsson på institutionen för marin ekologi vid Göteborgs universitet. Examinator är Kerstin Johannesson på institutionen för marin ekologi vid Göteborgs universitet. Jag vill rikta ett stort tack till mina handledare Susanna och Per som har varit till stor hjälp för mig under arbetets gång. Jag vill också tacka yrkesfiskarna Per och Andreas Vidlund som generöst delat med sig av sina stora kunskaper. De har även bidragit med data och information om hur insjöfiske bedrivs i Mälaren. Stort tack också till Ola Öberg och Magnus Wastesson, båda inblandade i ABBORÖS-projektet, för all hjälp med att förklara hur odlingarna fungerar. Andra personer som verkligen förtjänar att omnämnas är: Per Nyberg på Fiskeriverket, Åsa Strand och Anders Alanärä på fakulteten för skogvetenskap vid SLU, Friederike Ziegler, Christel Cederberg och Veronica Sund på SIK, Sven Blomqvist på institutionen för systemekologi vid SU, Arne Larssen och Peter Jessen på fiskfoderproducenten Biomar A/S, Max Troell på Beijerinstitutet och Linnéa Pontvik för alla språkliga tips. Slutligen vill jag rikta ett tack till alla inom kunskapsklustret på Mosebacke torg för en rolig och lärorik tid! Stockholm, 2009-02-01 Nils Ekeroth

3

Abstract Fish is an important source of protein for people in many countries. Unfortunately, many fisheries bring about a number of serious environmental problems. This is due to destructive fishing methods and overfishing. Aquaculture, the farming of aquatic organisms, is often proposed as a solution to these problems and is the way an increasing part of the fish intended for human consumption is produced. However, it becomes increasingly apparent that some types of aquaculture impose damage to the environment at a local and global scale. Eurasian perch (Perca fluviatilis) is a popular species in Sweden, both for consumption and recreational fishing. In the autumn of 2006 a project with the aim to produce Eurasian perch through cultivation was initiated along the Swedish south-east coast. Since cultivation of fish in re-circulating systems is untried in Sweden, it is important to evaluate the environmental performance of this production system. To address the environmental performance and to build a foundation for improvements, the environmental impacts from these systems are compared to those of two alternative ones. This is done using LCA (life cycle assessment)-methodology and the alternative production systems are commercial fresh water fishing using passive fishing gear and farming of Salmon (Salmo salar) in net-pens in Norway. The results show that there are big differences in the potential environmental impacts between these production systems in all impact categories. Both of the aquaculture systems contribute more than fresh water fishing to five out of six impact categories in this analysis. The reason for this is largely due to the production of fish feed ingredients. The feed that is fed to the perch is relatively rich in fishmeal and this is an important environmental disadvantage for this production system. One advantage of using re-circulating systems that is often emphasized is the potential of reducing emissions that causes eutrophication, which are normally higher in open systems such as net-pens. Results in this analysis contradict this generalization and suggests that the two aquaculture systems have similar eutrophication potential. Increased purification of the emissions from the re-circulating system would probably be environmentally advantageous, even though it would lead to an increase in energy usage. For this reason increased purification should be accompanied with a switch towards using renewable energy resources to a higher degree. Finally, it is pointed out that the types of environmental impacts not included in the environmental assessment must not be disregarded when the environmental performance of the production systems is evaluated. Examples of these are the spread of diseases and genetic impacts of aquaculture, the usage of biotic resources and fishing of endangered species.

4

Sammanfattning Fisk är en viktig proteinkälla för människor runt om i världen. Tyvärr medför fiske ofta stora miljömässiga problem då uttaget är för stort och fiskemetoderna destruktiva. Akvakultur, även kallat vattenbruk, har lyfts fram som en lösning på problemen och en allt större andel av världens matfisk fås genom odling. Det blir dock allt mer klart att vissa former av vattenbruk ger stora miljömässiga problem på lokal och global nivå. Abborren (Perca fluviatilis) är en omtyckt matfisk och välkänd sportfisk hos svenska folket. Hösten 2006 inleddes ett projekt att odla abborre i recirkulerande system placerade på ett antal ställen i Östergötlands och Kalmars skärgårdar. Eftersom den här tekniken för fiskodling är ny och obeprövad i Sverige är det viktigt att utvärdera odlingarnas miljöprestanda. För att svara på om abborrodling är ett miljövänligt sätt att producera matfisk på, och för att skapa ett underlag för förbättringar, jämförs i det här examensarbetet odlingarnas miljöpåverkan med den från två alternativa produktionssystem. Detta sker med hjälp av LCA (livscykelanalys)-metodik och de alternativa produktionssystemen är svenskt insjöfiske med ålbottengarn och norsk odling av lax (Salmo salar). Resultaten visar att det finns stora skillnader i produktionssystemens miljöpåverkanspotential, i alla ingående miljöpåverkanskategorier. De båda fiskodlingarna ger högre bidrag än insjöfisket till fem av sex miljöpåverkanskategorier i den här analysen. Miljöpåverkan från dessa kan till stor del härledas till produktionen av foderingredienser. Abborrfodrets höga innehåll av fiskmjöl är en viktig miljömässig nackdel. En potentiell fördel som ofta framhålls hos recirkulerande system är att de ger mindre utsläpp av eutrofierande ämnen jämfört med de öppna system som exempelvis används inom norsk laxodling. Resultaten i den här analysen visar dock att produktionssystemen har likvärdig eutrofieringspotential och att ökad vattenrening inom abborrodlingen troligtvis skulle innebära en miljömässig förbättring, speciellt om det kombineras med att en högre andel elektricitet från förnyelsebara källor börjar användas. Slutligen poängteras här vikten av att inte glömma bort miljöpåverkan som inte kan kvantifieras på ett lätt sätt med LCA-metodiken när man ska göra miljöbedömningar av fiske och vattenbruk. Exempel på effekter som lyfts fram är sjukdomsspridning, genetiska effekter av odlad förrymd fisk, biologisk resursanvändning och fiske av utrotningshotade arter.

5

Innehållsförteckning Förord ......................................................................................................................................... 2 Abstract ...................................................................................................................................... 3 Sammanfattning ......................................................................................................................... 4 Innehållsförteckning................................................................................................................... 5 Inledning..................................................................................................................................... 6 Syfte ........................................................................................................................................... 7 1. Bakgrund ................................................................................................................................ 7

1.1. Nulägesbeskrivning av svenskt fiske och akvakultur ..................................................... 8 1.2. ABBORÖS...................................................................................................................... 9

1.2.1 Odlingens utformning ............................................................................................... 9 1.3. Övriga produktionssystem som ingår i analysen........................................................... 11

1.3.1. Norsk laxodling ...................................................................................................... 11 1.3.2. Insjöfiske med ålbottengarn ................................................................................... 11

1.4. Potentiella problem ....................................................................................................... 12 1.4.1. Akvakultur.............................................................................................................. 12 1.4.2. Insjöfiske med ålbottengarn ................................................................................... 17

1.5. Verktyg för miljöbedömning......................................................................................... 19 1.5.1. LCA........................................................................................................................ 19 1.5.2. LCA - applicerbart på fisk och skaldjur? ............................................................... 21 1.5.3. Övriga metoder....................................................................................................... 21

1.6. Tidigare studier ............................................................................................................. 22 2. Metod ................................................................................................................................... 22

2.1. Målbeskrivning.............................................................................................................. 23 2.1.1. Miljöpåverkanskategorier....................................................................................... 23 2.1.2 Allmänna antaganden och metodologiska val i miljösystemanalysen .................... 24 2.1.3. Systemavgränsning och viktiga antaganden - fiskodling....................................... 26 2.1.4. Systemavgränsning och viktiga antaganden – fiske...............................................28

3. Resultat................................................................................................................................. 29 3.1. Jämförelser mellan produktionssystemen ..................................................................... 29 3.2. Viktiga delar i respektive livscykel ............................................................................... 30 3.3. Hur betydelsefulla är abborrodlingens osäkra parametrar?........................................... 32 3.4. Transporternas betydelse för insjöfiskets miljöpåverkanspotential .............................. 34

4. Diskussion ............................................................................................................................ 34 4.1. Jämförelser och förslag på förbättringar - abborrodling ............................................... 34

4.1.1. Eutrofieringspotential............................................................................................. 34 4.1.2. Energiförbrukning .................................................................................................. 37

4.2. Förslag på miljöförbättrande åtgärder - insjöfiske ........................................................ 38 4.2.3. Transporter ............................................................................................................. 38 4.2.2. Val av energikällor ................................................................................................. 38

4.3. Kommentarer om miljösystemanalysen ........................................................................ 38 4.3.1. Vikten av skillnader i filéutbyte ............................................................................. 38 4.3.2. Allokering av miljöpåverkan mellan foderingredienser......................................... 39 4.3.3. Studiens begränsningar .......................................................................................... 39

4.5. Övriga miljöeffekter ...................................................................................................... 40 4.5.1. Användning av marina biologiska resurser ............................................................ 40 4.5.2. Effekter av förrymd fisk och sjukdomsspridning................................................... 41 4.5.3. Fångstsammansättning inom insjöfisket ................................................................ 42

4.3 Slutsatser ........................................................................................................................ 42 5. Referenser............................................................................................................................. 43

6

5.1. Personlig kommunikation ............................................................................................. 49 6. Definitioner .......................................................................................................................... 49 Appendix A. Resultat efter klassificering ................................................................................ 51 Appendix B. Resultat efter inventering.................................................................................... 54 Appendix C. Bakgrundsdata .................................................................................................... 57 Appendix D. Slammet från abborrodlingens uppmätta innehåll av kväve och fosfor ............. 62

Inledning Hösten 2006 inleddes ett projekt med målsättning att undersöka om odling av abborre (Perca fluviatilis) i recirkulerande system i Östergötlands och Kalmars skärgårdar är ekonomiskt och miljömässigt görbart utifrån de krav som ställs på näringsverksamheter. Projektet, som är ett samarbete mellan företaget Stannafisk AB och Institutionen för Mark- och vattenteknik vid KTH, är spännande av flera anledningar. Abborren är en populär matfisk med högt ekonomiskt värde. Abborren fångas lättast när den leker, vilket sker under våren. Ungefär 90 % av årsfångsten tas från mitten av april och en månad framåt (Nyberg pers. kom.). Detta skapar dålig lönsamhet för fisket och en ojämn och osäker tillgång av abborre för marknaden, problem som odling skulle kunna lösa. Att odla fisk i recirkulerande system som i detta projekt framställs ofta som miljömässigt överlägsen andra former av vattenbruk. Tekniken är dock ny och obeprövad, i synnerhet i Sverige vars akvakultursektor får ses som eftersläpande relativt utvecklingen som sker i våra grannländer och i övriga världen. Recirkulerande systems miljööverlägsenhet är något som har ifrågasatts i andra studier, därför finns det ett stort behov av att utvärdera vilka för- och nackdelar odlingarna faktiskt har gentemot andra sätt att producera matfisk på. Miljöpåverkan från fiskodlingar sker på olika geografiska skalor, och medan fokus här är ett globalt synsätt diskuteras även mer lokala effekter utifrån Östersjöns speciella egenskaper. För att besvara frågan om denna form av matproduktion är en verksamhet som bör fortsätta och expanderas i framtiden behöver flera aspekter än dess miljöprestanda övervägas. Ur ett socioekonomiskt perspektiv kan exempelvis odlingarna vara ett möjligt sätt att främja glesbygdsutveckling och ett sätt att skapa en ny form av sysselsättning för verksamma inom yrkesfisket, som är överdimensionerat och lider av låg ekonomisk lönsamhet jämfört med andra näringar i Sverige. Hur framtiden än ser ut presenteras här förslag på hur miljöpåverkan från fiskodlingen kan minskas. Det är viktigt att inse att i princip alla verksamheter i samhället, inklusive alla former av matproduktion, ger upphov till miljöpåverkan. För att göra en relevant utvärdering måste därför jämförelser göras mellan alternativa matproduktionssystem. Abborrodlingarnas miljöprestanda bestäms här genom jämförelser av den potentiella miljöpåverkan från två alternativa sätt att producera matfisk till svenska konsumenter. Ett av dessa produktionssystem är odling av lax (Salmo salar) längs Norges kust, som står bakom en stor del av matfisken som konsumeras i Sverige (Fiskeriverket 2003). Det andra är yrkesfiske av diverse matfiskar, främst gös (Stizostedion lucioperca), ål (Anguilla anguilla) och gädda (Esox lucius) med ålbottengarn i Mälaren. I synnerhet gös kan ses som en alternativ produkt till abborre och kan delvis fylla samma marknadsmässiga efterfrågan. Det är viktigt att poängtera att miljösystemanalysen, som bygger på LCA-metodik, består av kvantifierbara parametrar som grupperas efter varje ingående flödes potentiella miljöpåverkan. Vissa former av miljöpåverkan fångas inte upp av denna metodik och behandlas därför enbart kvalitativt.

7

Syfte Syftet med rapporten är att:

• Ur ett miljösystemperspektiv utvärdera abborrodlingarnas miljöprestanda genom att sätta dess potentiella miljöpåverkan i relation till den från två alternativa produktionssystem för matfisk: Odling av lax i Norge och insjöfiske med ålbottengarn.

• Identifiera de delar i livscykeln för respektive produktionssystem där miljöpåverkan är störst för att möjliggöra effektiva förbättringsåtgärder samt, främst för abborrodlingen, ge förslag på sådana.

• Beskriva och diskutera potentiella miljöeffekter, från respektive produktionssystem, som inte fångas upp i miljösystemanalysen.

Resultaten ska kunna ge vägledning åt beslutsfattare i frågan om odling av abborre i recirkulerande system är ett miljömässigt hållbart produktionssystem värt att satsa på i framtiden. Arbetet kan även fungera som underlag för de verksamma att optimera odlingarnas miljöprestanda.

1. Bakgrund Fisk är en viktig födoresurs för människor i många delar av världen, över två och en halv miljard människor har fisk som källa till minst en femtedel av sitt totala intag av animaliskt protein (FAO 2007). Det konventionella fisket har under lång tid gett svåra ekologiska effekter då fisketrycket ofta är alldeles för högt och metoderna för att fånga fisk destruktiva. De globala fångsterna har, trots en ökande fiskeansträngning, stabiliserat sig på en maximal nivå på ca 90 miljoner ton de senaste 15 - 20 åren, samtidigt är många fiskbestånd utfiskade eller nära utrotning (FAO 2007). Globalt sett sker en övergång där en kraftigt ökande del av matfiskproduktionen sker genom akvakultur (även kallat vattenbruk) som, enligt vissa, är den snabbast växande matproducerande sektorn i världen (Mente et al. 2006; FAO 2006). Akvakultur definieras som odling av akvatiska organismer inklusive fisk, blötdjur, skaldjur eller alger där någon form av produktionshöjande intervention används under tillväxtfasen. En äganderätt är också alltid definierad (Weber 2003). Begreppet akvakultur används även i ett bredare perspektiv, exempelvis vid utfodring av viltfångade organismer (Weber 2003; Davenport et al. 2003), tekniskt sett innebär odling dock att arten som odlas kan fullfölja hela sin livscykel i fångenskap (Weber 2003). Nära hälften av världens matfisk fås genom odling, som ses som en verksamhet med stor potential att möta efterfrågan av akvatisk mat från en växande världspopulation (FAO 2006). De drygt 220 arter som odlas i världen konsumeras dock inte uteslutande som mat. Odlad fisk utplanteras även inom beståndsförstärkande projekt eller för att stärka rekreationella värden för sportfiskare, andra arter används inom exempelvis bioteknologi, tillverknings- eller akvarieindustrin (Troell et al. 2004). Cyprinidae (karpfiskar) är den taxonomiska grupp som dominerar världsproduktionen både ekonomiskt och viktmässigt (FAO 2006). Kelp (Laminaria japonica) odlas i väldigt stora kvantiteter medan tigerräkor (Penaeus monodon) och japanskt jätteostron (Crassostrea gigas) är de viktigaste arterna ur ekonomisk synvinkel (Davenport et al. 2003). Kina står för nästan 70 % av den globala produktionen viktmässigt (FAO 2006) I detta kapitel ges först en nulägesbeskrivning av hur matfiskproduktionen går till i Sverige (kap. 1.1), följt av en beskrivning av ABORRÖS-projektet (kap. 1.2) tillsammans med de två övriga produktionssystemen som ingår i analysen (kap. 1.3). I kapitel 1.4 ges en bakgrund till vilken miljöpåverkan resursutnyttjande i form av fiske och vattenbruk ger upphov till. Aktuell

8

metodik samt ett par andra miljöbedömningsverktyg beskrivs avslutningsvis och ett antal exempel på studier där de använts (kap. 1.5-1.6).

1.1. Nulägesbeskrivning av svenskt fiske och akvaku ltur Fisk är på olika sätt viktigt för många svenskar och debatten om ett hållbart resursutnyttjande är återkommande och ofta intensiv. Fisk är en utmärkt proteinkälla och svenskar konsumerade ca 160 kg fisk- och skaldjursprodukter per person och år 1999 (Fiskeriverket 2003). Yrkesfiskarna är naturligtvis helt beroende av fiskresursen för sin försörjning men den har även ekonomiskt värde för andra sektorer som berednings- och sportfiskeindustrin. Fisk har också ett rekreationsvärde för många människor som ägnar sig åt exempelvis fritidsfiske eller sportdykning.

Yrkesfisket

Yrkesfiskets omfattning i Sverige har minskat kraftigt sedan 70-talet. År 1970 fanns det nästan 8000 människor med yrkesfiskarlicens i Sverige, 2005 hade den siffran sjunkit till knappt 2000 (Fiskeriverket 2006). Den genomsnittliga årsinkomsten för en yrkesfiskares näringsverksamhet uppgick år 2000 till 58 000 kr, de flesta fiskare kan alltså inte leva enbart på fiske utan har även andra inkomstkällor (Gustavsson & Johansson 2000). Det yrkesmässiga fiskets fångster tas främst inom saltsjöfisket, sammanlagt landades drygt 250 000 ton fisk av svenska fiskare under 2005 medan insjöfisket stod för 1 400 ton (Fiskeriverket 2006). Mer än hälften av den landade fisken är foderfisk (Fiskeriverket 2006), som huvudsakligen används inom djurindustrin för uppfödning av kyckling och svin men även för fiskodlingar (Lindquist et al. 2004). Nästan 70 % av foderfisken exporteras (Fiskeriverket 2006). Trots att foderfisken kvantitativt utgör en så stor del av det totala fisket genereras endast 15 % av den totala avkastningen av det (Fiskeriverket 2006). Förädlingsvärdet för svenskt yrkesfiske uppgick 2006 till 438 miljoner kronor, vilket beskrivs som ”oerhört lågt” på Fiskeriverkets hemsida. Lövin (2007) diskuterar ekonomisk statistik från SCB där det framgår förädlingsvärdet för yrkesfisket uppgick till 0,2 promille av Sveriges totala BNP år 2006, medan exempelvis förädlingsvärdet inom jordbruket var nästan 15 gånger högre. Svensk fiskindustri dras inte bara med ekonomiska problem. Tre fjärdedelar av Östersjöns viktigaste fiskeområden är fullt utnyttjade eller överutnyttjade (Havet.nu 2008). Torsk (Gadus morhua), som är den näst viktigaste arten inom svenskt saltsjöfiske (Fiskeriverket 2006), klassas som starkt hotad på Artdatabankens rödlista (Hagberg 2005). Där anges också det kommersiella fisket som dess största hot. Ålen (Anguilla anguilla), den ekonomiskt sett näst viktigaste arten inom yrkesfisket i sötvatten klassas som akut hotad (Wickström 2005; Fiskeriverket 2006). Amerikansk stör (Acipenser oxyrinchus) är ett exempel på en art som numera är utrotad längs Sveriges kuster till följd av utfiskning (Nyman 1991).

Vattenbruket

Svenskt vattenbruk utvecklades och växte starkt under 1980-talet för att sedan stanna av till följd av bristande lönsamhet orsakad av tillståndskrav, bristande försäljningsorganisation och hård konkurrens från utlandet (Regeringsproposition 2003). År 2004 producerades drygt 5 000 ton matfisk av landets 120 matfiskodlingar, främst regnbåge (Oncorhynchus mykiss) och i viss mån röding (Salvelinus spp.). Blåmusslan (Mytilus edulis) är en annan vanlig art i odlingssammanhang och drygt 1 400 ton producerades samma år (Fiskeriverket 2006). Det finns ungefär lika många odlingar som producerar sättfisk och sättkräftor (Fiskeriverket 2006), en del av dessa sätts ut för att förstärka hotade bestånd medan andra utsätts i syfte att förbättra fisket (Fiskeriverket.se)

9

Hur kan efterfrågan av abborre mötas?

I dagsläget sker inget riktat kommersiellt fiske eller fullskalig odling av abborre i Sverige. Abborrfisket i sötvatten tog fart under senare delen av 70-talet, när maskstorleken minskades i ryssjor avsedda främst för gös och ål, än idag fångas abborre främst som bifångst vid fiske efter dessa arter (Nyberg pers. kom.). Ungefär 90 % av årsfångsten av abborre fångas under lektiden som startar i mitten av april och slutar ca en månad senare. Ett problem med detta är att priset ofta sjunker kraftigt. Mycket av fisken, främst i Mälaren, tas inte om hand på grund av dålig lönsamhet för yrkesfiskarna. Statistiken över fiskets omfattning kan därför underskatta det verkliga fisket efter abborre (Nyberg pers. kom.). Aborrbestånden inom artens utbredningsområde i Sverige är generellt sett goda. Undantaget är i egentliga Östersjön där bestånden är svaga till följd av dålig rekrytering (Fiskeriverket 2008). Egentliga Östersjöns minskande abborrbestånd tros bero på minskad abundans av zooplankton (Ljunggren et al. 2005). I sötvatten bedöms det finnas en stor potential till ökat abborrfiske med avseende på beståndsstorlek (Fiskeriverket 2008). I princip all abborre som fångas av yrkesfiskare i Sverige går på export till Hamburg och sedan vidare ut i Europa (Nyberg pers. kom.). I Tyskland och Schweiz äts mycket abborre varav en del kommer från svenska fiskare. Abborren är en populär sportfisk för fritidsfiskare, yrkesfiskets fångster på 143 ton (Fiskeriverket 2006) kan jämföras med behållen fångst inom sportfisket som har uppskattats från 3 000 ton (Fiskeriverket 2008) till 10 000 ton (Fiskeriverket 2006). Det har framkommit att det finns en efterfrågan av svensk abborre hos restauranger i Stockholm. Många uppger att man gärna skulle servera mer abborre men att det är svårt och dyrt att få tag på. Det finns minst två sätt att möta behovet av abborre. Det ena är genom yrkesfiske, som behöver genomgå en förändring för att få tillräckliga och tidsmässigt regelbundna leveranser till konsumenter. Odling av abborre är en annan intressant lösning.

1.2. ABBORÖS ABBORÖS-projektet (Odling av abborre i Recirkulerande system i Östergötlands och Kalmars skärgårdar), leds av Institutionen för Mark- och vattenteknik vid KTH och företaget Stannafisk AB. Syftet med projektet är att undersöka möjligheten att odla abborre i recirkulerande system i Östersjön. De testanläggningar som nu används är dimensionerade för en total produktion av 50 ton (Öberg pers. kom.). Målsättningen för framtiden är en total produktion av 150-200 ton abborre per år och marknaden efterfrågar abborrar av 350-400 grams storlek. Odlingstiden bedöms till tre år för att uppnå denna storlek. Produkten ska fylla en egen marknadsmässig nisch och är relativt fri från konkurrens från andra fiskprodukter (Öberg 2008).

1.2.1. Odlingens utformning Odlingarna inom projektet är av recirkulerande typ och är placerade i vattnet. Recirkulerade system har potential för ett väldigt lågt vattenutbyte med omgivningen och kan liknas med stora vattentäta plastpåsar som är förankrade till någon typ av bryggstruktur. Odlingar av recirkulerande typ har både för- och nackdelar gentemot odlingar där det omgivande vatten passerar igenom. Möjligheten till att hålla en förhöjd temperatur i själva odlingen bidrar till snabbare tillväxt hos fiskarna (Öberg 2008) men temperaturreglering är en

10

av faktorerna som bidrar till att recirkulerande system generellt sett är mer energikrävande än odling i nätkassar (Aubin et al. 2006; Ayer 2007). Avgränsningen mot omgivningen hos recirkulerande system är fördelaktig på många andra sätt (Tyedmers, 2000). Det minskar risken att den odlade fisken rymmer och gör det svårare för predatorer att angripa odlingen. Minskat läckage av näringsämnen och obetydlig sedimentation av partiklar under odlingarna är en annan fördel hos recirkulerande system eftersom vattenutbytet till omgivningen är lågt och det finns möjligheter till vattenrening (Ayer 2007). Recirkulerande system möjliggör tillvaratagande av slam, sedimenterat material på botten av kassarna, som kan ses som en biprodukt till fisken som odlas. Analys av slammet från en av odlingarna har gjorts och den kemiska sammansättningen kan liknas vid hönsgödsel (Öberg pers. kom.; appendix D). Minskat läckage leder också till att fiskfodret stannar i odlingskassarna vilket möjliggör lägre foderåtgång jämfört med öppna system, där upp till 20 % av det tillsatta fodret sjunker till botten under odlingen (SAMS 2002). Lågt vattenutbyte minskar risken för sjukdomsspridning till omgivningen och den ökade kontrollen över vattenkvaliteten medför att man kan hålla en högre fisktäthet i recirkulerande system. Fördelarna hos recirkulerande system bör dock vägas mot att de är mer energikrävande än exempelvis nätkassar (Ayer 2007). De odlingar som finns i dagsläget befinner sig fortfarande på ett försöksstadium och fisken har inte hunnit uppnå försäljningsbar storlek. Grunden för hur odlingarna kommer att se ut är lagd men vattenomsättningshastigheten är fortfarande oklar. En av de sju odlingarna som besöktes hösten 2008 är representativ för hur odlingarna ser ut och används som typfall i livscykelanalysen. Denna odling består av tre separata, cirkulära, täta kassar som är fastsatta i varsin åttkantig flytbrygga. Dessa är förankrade till botten samt till en större brygga som utgår från stranden. De tre kassarna är av olika storlek, volymen varierar mellan 40-85 m3, diametern och djupet mellan 5-6 m respektive 2-3 m. Luft- och vattenpump finns på den större bryggan och drivs med elektricitet. Det finns två typer av utfodringsenheter; en eldriven som kan programmeras att tillsätta en viss mängd foder vid bestämda tider, den andra styrs mekaniskt och tillför foder när fiskarna kommer åt ett snöre som hänger ner i vattnet under foderbehållaren. Vibrationer av vågor, vind eller när någon går på flytbryggan kan också göra att mat faller ner i vattnet från den mekaniska utfodringsenheten. Vatten pumpas in i kassarna från utsidan, utloppsvattnet rinner ut genom spygatter, små galler, i kassarnas överkant. Målsättningen för odlingen är att ha en så låg vattenomsättning i kassarna som är ekonomiskt möjligt. En låg vattenomsättning gör inte bara att utsläppen volymmässigt minskar, avloppsvattnet som lämnar odlingen innehåller också mindre näringsämnen eftersom mer partikulärt material hinner sedimentera till botten av kassen innan vattnet kommer ut i omgivningen (Öberg, pers. kom.). Mängden vatten per tidsenhet som behöver pumpas in i odlingskassarna (och därmed också utsläppen) kan minskas i fyra principiella steg, för varje steg ökar kostnader och energibehov (Öberg, 2008). Det första steget är att syresätta vattnet i odlingskassen genom att pumpa ner luft. Detta medför att vattenomsättningen kan minskas med 90 % och vattnet i odlingen omsätts var tredje timme. Denna reningsmetod har implementerats i en av de tre odlingskassarna hos odlingen som används som typfall i studien. Det är realistiskt att åtminstone denna grad av rening kommer att vara installerad i alla odlingar om och när produktionen når full skala. Data som ligger till grund för miljösystemanalysen baseras på detta antagande. För att ytterligare minska vattenomsättningen måste grumligheten i vattnet minskas genom installering av partikelfilter. Man kan också tänka sig att musslor, i och med deras filtration, kan ge samma effekt. Musslor används i dagsläget i liten skala. Om grumligheten hålls på en tillfredsställande nivå är nästa steg att minska ammoniumhalten i vattnet genom att installera biofilter. Nitrifikationsbakterier i filtret

11

omvandlar ammonium till nitrat. Om detta steg fungerar som det ska kan vattnets omsättningstid i odlingskassarna vara 24 timmar. För att ytterligare rena utsläppen till omgivande ekosystem kan utloppsvattnet pumpas ut i en algbassäng där primärproducerande organismer assimilerar näringsämnen för sin tillväxt. Yngelproduktionen är en del av odlingen som troligtvis går att optimera. Hittills har man varit beroende av vildfångad rom som kläckts i dammar och transporterats till odlingarna1. De fiskar som odlas i nuläget kommer från rom som insamlats i Hjälmaren och rommen kläcks inomhus. Ynglen är inköpta från ett externt företag som dessvärre inte vill lämna ut mer detaljerad information och data angående hur processen går till. Många andra former av fiskodlingar håller avelsindivider som övriga individer härstammar från. Avel gör det också möjligt att förstärka genetiska egenskaper som är fördelaktiga ur odlingssynpunkt, exempelvis ökad tillväxthastighet och minskad grad av kannibalism. Det finns exempel på abborravel i Europa och verksamma inom ABBORÖS-projektet har en målsättning att implementera detta i framtiden. Avel kan dock medföra andra problem (kap. 1.4.1).

1.3. Övriga produktionssystem som ingår i analysen

1.3.1. Norsk laxodling Laxodling är en stor sektor i Norge, varje år exporteras nästan 500 000 ton (varav drygt 20 000 ton till Sverige) odlad lax till ett värde av knappt 17 mdr. NOK (ca 20 mdr. kr) (Statistics Norway 2008). Odlingen sker i öppna nätkassar, betydligt större än de recirkulerande systemen som beskrivs ovan. Ofta består en odling av 8-20 enheter, var och en med en yta på upp till 900 m2 som når ett djup av ca 20 meter (Weber 2003). Varje enhet består oftast av en ram i PVC eller stål över vilken ett nät är utspänt, ytterligare nät kan behövas ovanför odlingen för att skydda den från fåglar eller under vattnet för att ge skydd mot marina predatorer (Weber 2003). Data för norska laxodlingar som ligger till grund för resultaten här har inhämtats från ett flertal källor och är inte baserade på en specifik odling, en detaljerad beskrivning är därför omöjlig att ge. Generellt sett är laxodlingarna placerade i djupa fjordar, relativt nära land jämfört med liknande odlingar i andra länder. Djupet och vattenflödet möjliggör odlingarnas geografiska närhet till fastlandet eftersom näringsämnen, fekalier och andra miljöskadliga ämnen snabbt späds ut och transporteras ut till havs. Laxäggen befruktas och kläcks i sötvatten, efter 12 – 18 månader genomgår de smoltifiering och förflyttas till nätkassarna. Här matas de med pellets under ytterligare 1-2 år tills de når önskad storlek (Weber 2003).

1.3.2. Insjöfiske med ålbottengarn Detta är den vanligaste fiskemetoden för svenska yrkesfiskare i våra stora sjöar när det är isfritt. Det ses generellt sätt som ett miljövänligt och energieffektivt sätt att fånga fisk eftersom bifångsterna är små och bränsleförbrukningen låg (Nyberg pers. kom.). Vidare är habitatsskadorna som kan tänkas uppkomma genom mekanisk påverkan av botten försumbar (Nyberg pers. kom.) jämfört med exempelvis bottentrålning, en vanlig fiskemetod till havs med hög påverkan på havsbotten (Ziegler et al. 2002). Nedan följer en beskrivning om hur metoden går till, samtliga uppgifter har inhämtats från Per och Andreas Vidlund som är aktiva yrkesfiskare på Ängsö i Mälaren. Deras beskrivning

1 Detta innebär att produktionssystemet i strikt mening inte är en form av akvakultur, utan egentligen uppgödning av vild fisk. Se kapitel 1.

12

av verksamheten samt dataunderlaget de har bidragit med får ses som representativt för hur denna fiskemetod bedrivs i Sverige. Fisken fångas med hjälp av ålbottengarn som är en typ av fast eller passivt redskap, vilket i princip innebär att det ligger stilla. Fisken söker sig till redskapet vid fiske med fasta redskap till skillnad från aktiva fiskemetoder, exempelvis trålfiske, där redskapet dras genom vattnet eller längs botten. Passivt fiske kräver således ingen båt när fisken fångas, dock måste redskapen vittjas regelbundet. Förenklat består ett ålbottengarn av en ledarm, ett mittparti och en strut. Ledarmen utgår från land och kan liknas vid en vägg av nät som sträcker sig från botten till ytan. Ledarmen hindrar fiskens vandring längs stranden och leder den mot mittpartiet som är en komplex struktur av delar med olika namn, för många att omnämnas här. Fiskens väg genom mittpartiet till struten är ett resultat av dess instinkt att ta sig runt hinder för att fortsätta sin ursprungliga vandring (Vidlundb pers. kom.). Struten, där fisken slutligen hamnar, är relativt liten och lätthanterlig och är den del av redskapet som regelbundet vittjas. Ålbottengarnets storlek varierar men den totala längden och maximala djupet är i storleksordningen 200 respektive 20 m. Ålbottengarnen iläggs på våren och tas upp på senhösten med hjälp en pråm. Redskapen vittjas 3-4 gånger per vecka. Viss fångst fileas på plats och säljs lokalt vid anläggningen eller på en närliggande marknad. Den största delen av fångsten säljs och transporteras till Göteborgs fiskauktion för filening och vidare distribution. Fångstsammansättningen under säsongen varierar kraftigt och redovisas i tab. 1. Art Andel av total fångst under en säsong (%) Gös 40 Ål 25 Gädda 20 Övriga arter (abborre, siklöja, lake m.fl.) 15

1.4. Potentiella problem Miljöpåverkan från vattenbruk och fiske förekommer i många olika former beroende på hur produktionen ser ut. Här följer en översiktlig beskrivning av väldokumenterade antropogena effekter.

1.4.1. Akvakultur Som tidigare omnämnt (kap. 1) är vattenbruk, globalt sett, en mångsidig industri då förutom fisk även makroalger, blötdjur, kräftdjur och djur från ett flertal andra taxonomiska grupper odlas. Nedanstående text gäller allmänt för många olika organismer, för enkelhetens skull används ”fisk” som ett samlingsnamn för odlingsorganismer.

Förbrukning av resurser och energi

Beroende på hur en specifik form av vattenbruk bedrivs, kan den klassificeras som intensiv, semiintensiv eller extensiv. Klassificeringen sker främst efter hur resurs- och energikrävande odlingen är vilket beskrivs nedan efter Troell et al. (2004). Inom extensiva odlingar produceras oftast herbivor eller omnivor fisk som kräver lågt eller inget energitillskott i form av foder från exogena källor. Odlingarna har också en låg grad av mekanisering och är därmed beroende av relativt mycket arbetskraft. Extensivt vattenbruk, som är den ursprungliga formen, är resurs- och energieffektivt mätt i hur mycket protein som

Tabell 1. Genomsnittlig fångstsammansättning under en säsong.

13

fås per enhet tillförd energi. Generellt sett är tätheten av fisk låg, varför relativt stora ytor krävs för extensiva fiskodlingar. Intensivt vattenbruk, å andra sidan, är odling av omnivor eller främst karnivor fisk högre upp i näringskedjan som matas med stora mängder foder vars ingredienser har sitt ursprung utanför själva odlingen, ofta tillförs också kemikalier och antibiotika. Energianvändningen är högre på grund av en hög grad av mekanisering, vilket minskar arbetsbördan. Intensiva odlingar sker oftast i nätkassar, burar eller recirkulerande system på land eller i sjöar och hav. Tätheten i odlingarna kan hållas hög och fisk som odlas är ekonomiskt värdefulla arter. Intensiva odlingar är nästan alltid monokulturer medan polykulturer är vanliga inom de extensiva. Intensiva former av vattenbruk hittar man mest i västvärlden även om det finns en tendens i övriga delar av världen att tidigare extensiva odlingar utvecklas åt samma håll. Semiintensiva odlingar befinner sig någonstans emellan dessa två extremer. Man kan dra paralleller mellan vattenbruk och jordbruk, en viktig skillnad är dock att de flesta former av akvakultur kräver någon form av uttag av viltlevande biologiska resurser. Det kan röra sig om fisk från vilda bestånd (även kallat industrifisk) som används som föda i odlingen eller insamling av tidiga livsstadier för arter man inte lyckats få att reproducera sig i tillräcklig skala i odlingsmiljö, något som ofta medför bifångster och habitatsskador (Davenport et al. 2003). Industrifisk (typiskt pelagiska stimfiskar som ansjovis, kusttobis, lodda och sill) används för att framställa fiskmjöl och fiskolja, som är viktiga energibärare i många fiskfoder. Produktionen av dessa foderingredienser är en process med ganska lågt utbyte då ett kilo industrifisk ger ca 200 g fiskmjöl och 120 g fiskolja (Ellingsen & Aanondsen 2006). Mängden industrifisk som behövs för att producera ett kg odlad fisk varierar kraftigt men kan vara upp till 9 kg för intensiva fiskodlingar (Naylor et al. 2000; Weber 2003). Många ser bestånden av industrifisk som den begränsande faktorn för den fortsatta expansionen inom intensivt vattenbruk. En tredjedel av de globala fångsterna av fisk används för framställning av fiskmjöl och fiskolja (Naylor et al. 2000) och eftersom en ökad fiskeansträngning de senaste 15-20 åren inte har påverkat mängden fisk som fångas (FAO 2007), finns det ingen möjlighet att öka fångsterna ytterligare. I dagsläget används 68 % av allt fiskmjöl respektive 89 % av all fiskolja inom akvakultursektorn (Tacon & Metian 2008). Ur det perspektivet är taket nästan nått för hur mycket fisk som kan produceras genom odling om trenden mot en allt högre grad av intensifiering av akvakulturen håller i sig (FAO 2006). Foder står för 60-80 % av kostnaderna inom intensivt vattenbruk, fortsätter efterfrågan av fiskmjöl och fiskolja att öka kommer ökande priser troligtvis leda till att man tvingas minska beroendet av dessa ingredienser (FAO 2006). Inte bara ekonomiska aspekter talar för att beroendet av marina biologiska resurser bör minska. Biomassan i många kustnära ekosystem domineras nämligen av ett fåtal arter av sardin- och/eller ansjovisfiskar (viktiga arter inom industrifisket) som lever av stora mängder djur- och växtplankton samtidigt som de utgör en viktig födoresurs för många fisk-, fågel- och däggdjursarter (Mann 2000). Ekosystem där ett fåtal arter sammanlänkar energiflödet från låga trofinivåer uppåt i födoväven brukar benämnas ”wasp-waisted” (getingformade, fritt översatt). När abundansen hos dessa arter på mellantrofinivå är låg leder det till kraftiga förändringar både i planktonsamhället och i artstrukturen på högre trofinivåer (Mann 2000). Det är därför inte svårt att tänka sig att ett stort uttag av industrifisk till foderframställning kan leda till kraftiga förändringar i näringsflödet för ekosystemen de är en stor del av (Davenport et al. 2003). Arter som är eftertraktade som mat tillhör ofta bestånd som kraftigt decimerats av ett allt för hårt fisketryck och vattenbruk kan i många fall bidra till att uttaget från hotade bestånd kan minska eller upphöra utan att mängden matfisk minskar. Förutsättningen är dock att industrifisket hålls på en rimlig nivå. Risken annars är att intensivt vattenbruk paradoxalt nog istället är en bidragande orsak till kollapsen av världens fiskbestånd (Naylor et al. 2000).

14

Det finns också rättviseaspekter i foderfiskanvändandet. Detta då nästan alla arter som utnyttjas kan mycket väl konsumeras direkt som människoföda, något som också görs på många platser (Tyedmers et al. 2007). Ansjovetan (Engraulis ringens) som globalt sätt är den vanligaste arten att använda för framställning av fiskfoderingredienser (FAO 2006), framhålls av FAO som en viktig proteinkälla för fattiga peruvianer som inte har råd att konsumera odlad fisk (Tyedmers et al. 2007). Ansjovetabeståndet minskade kraftigt på 70-talet, återhämtade sig sedan och kräver nu en försiktig förvaltning för att beståndskollapsen inte ska upprepas (Mann 2000). Konceptet för intensivt vattenbruk, att utfodra karnivor fisk som lax eller abborre med billig ”skräpfisk” för att på så sätt generera en ekonomiskt värdefull produkt (som därmed är otillgänglig för människor i fattiga delar av världen), kan därför ses som problematiskt ur ett livsmedelssäkerhetsperspektiv (FAO 2006).

Eutrofiering

Utsläpp av näringsämnen från fiskodlingar till omgivande ekosystem är problem som ofta diskuteras. Det är främst ett problem inom intensivt vattenbruk medan odling av herbivor fisk, eller filtrerade arter som musslor, däremot har potential att generera ett nettoupptag av näringsämnen i miljön (Davenport et al. 2003). Fekalier och matrester utgör huvuddelen av den partikulära fraktionen av utsläpp från en fiskodling (SAMS 2002). Vid odling i öppna system sedimenterar partiklarna till botten under odlingen, hur långt utsläppen sprids beror på en mängd faktorer som vattendjup, oceanografiska förhållanden och partiklarnas storlek (SAMS 2002). Vattenströmmar och bottenlevande djur kan resuspendera partikulärt material som nått sedimentet och på så sätt sprida det vidare. Näringsämnen i små partiklar som sjunker långsamt kan hinna omvandlas till löst form genom bakteriell nedbrytning av det organiska materialet i den fria vattenmassan (SAMS 2002). Liknande frisättning av lösta ämnen sker även på sedimentytan. Studier på området visar att ca 5-11 % av sedimenterat kväve och fosfor från fiskodlingar återförs till vattenmassan i löst form (Holby & Hall 1991; Hall et al. 1992). Ansamlingen av partikulärt material under odlingen kan till en början leda till en ökad biomassa av detrivorer, blir belastningen hög förbrukas dock syret i den ovanliggande vattenmassan i sådan utsträckning att större grävande arter missgynnas och dör (SAMS 2002). Dessa organismer är normalt sett viktiga för syresättningen av sedimentets djupare delar eftersom de pumpar vatten ner i sina bohålor (en process som kallas bioturbation) (Mann 2000). När de försvinner blir följden att de anaeroba djupare delarna av sedimentet sträcker sig allt närmare sedimentytan medan fler och fler arter drivs bort eller dör. Biodiversiteten minskar och på helt anaeroba bottnar kan endast bakterier med anaerob respirationsförmåga leva (Mann 2002). Vissa av dessa utsöndrar en toxisk metabolit (H2S) som aerobt respirerande djur förgiftas av (Blomqvist & Gunnars 2008). Lösliga ämnen från fiskodlingar härstammar bara delvis från nedbrytningen av partikulärt organiskt material, fiskens exkretionsprodukter är en annan källa (SAMS 2002). Ammonium eller salter av nitrat och fosfat sprids med vattenströmmar längre från odlingen än de partikulära utsläppen och kan assimileras av fotosyntetiserande organismer, vilket kan orsaka kraftiga algblomningar om vattenomsättningen i närområdet är låg (Davenport et al. 2003). Massförekomster av filamentösa alger och fytoplankton, som gynnas av höga närsaltshalter, förvandlar vattnet till en otrevlig och illaluktande sörja. Ljusgenomträngningen minskas och makrofyter i littoralen dör. Den ändrade miljön påverkar även djurlivet, vissa arter gynnas av de nya förutsättningarna medan andra, exempelvis de som är beroende av makrofyterna, missgynnas. Vissa toxiska alger gynnas av eutrofieringen och kan till och med, till följd av antropogena utsläpp, öka sin toxicitet. Mekanismen bakom detta är inte fastställd (SAMS 2002). Gifterna

15

de utsöndrar kan direkt skada badande människor och djur, de kan också tas upp av filtrerande djur som musslor och ostron som då blir toxiska att äta. Det finns också en koppling mellan algblomningar och syrefria bottnar eftersom algerna så småningom dör och sedimenterar till botten där de metaboliseras. I lågsalina marina områden som Östersjön leder en låg syrehalt i bottenvattnet till ett ökat flöde av biotillgängligt fosfat från sedimenten. Detta när trevärt järn reduceras, går i lösning och frisläpper tidigare bundet fosfat (Blomqvist & Gunnars 2008). Eutrofiering kan alltså vara en självförstärkande process.

Populationsgenetiska effekter

Vattenbruk kan ge upphov till populationsgenetiska skador på vilda bestånd om fisk från odlingen rymmer från anläggningen och blandar sig in i dessa. Målet för odlingar som producerar fisk för konsumtion är naturligtvis att inga fiskar ska lämna odlingen. I praktiken är det däremot svårt att fullständigt förhindra det. Odlingar kan exempelvis skadas av hårda väderförhållanden, dålig skötsel eller större predatorer (SAMS 2002). En grov uppskattning som brukar användas är att ungefär 1 % av fisken kan antas rymma, är odlingen storskalig är det en betydande mängd (Davenport et al. 2003). Förrymd fisk kan leda till ekologiska och/eller genetiska effekter på ekosystemet där odlingen är placerad (Krueger & May 1991). De genetiska effekterna kan i sin tur vara direkta eller indirekta (Krueger & May 1991; Utter & Epifanio 2002) Med ekologiska effekter, enligt denna terminologi, avses påverkan den odlade arten har på andra arter i ekosystemet (Krueger & May 1991). Mellanartskonkurrens om föda och levnadsutrymme är det bästa exemplet på detta, något som kan leda till bland annat nisch-skiften eller utrotning av viltlevande arter (Krueger & May 1991). Ekologiska effekter ur detta synsätt uppstår alltså främst vid odling av en art i en miljö där den normalt sett inte lever. Indirekta genetiska effekter kan liknas vid de ekologiska, skillnaden är att de verkar på ett populationsgenetiskt sätt och även kan påverka populationer av samma art som odlingsorganismen. Indirekta effekter uppstår när interaktioner mellan odlad fisk och fisk från naturliga bestånd leder till minskad populationsstorlek eller förändrat selektionstryck för de senare (Krueger & May 1991; Davenport et al. 2003). Odlad fisk kan, i synnerhet om den rymmer, genom bland annat konkurrens, predation och sjukdomsspridning orsaka genetisk drift eller inavelsdepression hos vilda bestånd. Detta utan att det sker något utbyte av genetiskt material mellan odlad och vild fisk, vilket är exempel indirekt påverkan (Krueger & May 1991). Om påverkan, å andra sidan, sker på grund av att gener överförs från odlad till viltlevande fisk talar man om direkta genetiska effekter (Krueger & May 1991). Om den odlade fisken härstammar från avelsfisk eller från en population som är avskiljd från den lokala populationen finns alltid skillnader i genuppsättning mellan odlad och viltlevande fisk i det aktuella området (Nilsson 2000; Hutchings & Fraser 2007). Hur stora skillnaderna är beror på vad syftet med odlingen är, hur genetiskt differentierade olika populationer av arten är och den eventuella avels omfattning (Nilsson 2000; Hutchings & Fraser 2007). Vid odling av matfisk (till skillnad från sättfisk) är egenskaper hos fisken som maximerar produktionen önskvärda. Exempel på sådana är; snabb tillväxthastighet, sen könsmognad, hög motståndskraft mot sjukdomar och hög metabolisk effektivitet (Hutchings & Fraser 2007). Artificiell selektion eller avel som förstärker produktionshöjande egenskaper är därför vanligt förekommande. Avel innebär också att oavsiktliga förändringar sker i fiskens arvsmassa eftersom selektionen fiskarna normalt utsätts för minskas i den skyddande odlingsmiljön (Hutchings & Fraser 2007). Exempelvis behöver odlad fisk sällan lägga mycket energi på att leta mat eller fly från predatorer, detta gör att genotyper som normalt sett missgynnas i

16

naturen istället premieras (Hutchings & Fraser 2007). Den effektiva populationsstorleken hos avelspopulationen är också ofta väldigt låg jämfört med den hos naturliga livskraftiga populationer, en bieffekt av detta är att den genetiska variationen hos avkomman blir låg som i sin tur innebär försämrad evolutionspotential och ökad risk för genetisk drift och inavel (Hutchins & Fraser 2007). Genflöde mellan förrymd odlad fisk till vilda bestånd, med bakgrund av ovanstående, leda till många oreparerbara negativa effekter som utavelsdepression, minskningar i genetisk variabilitet och evolutionspotential samt en genetisk homogenisering på populationsnivå (Kruger & May 1991; Utter & Epifanio 2002; Hutchings & Fraser 2007).

Övriga effekter

I vissa former av vattenbruk tillsätts substanser med ekotoxikologisk verkan. Antibiotika, mediciner mot parasiter, fungicider och hormoner är exempel på ämnen som används för att förebygga och bota sjukdomar (FAO 2006). Orosmoment gällande användandet av dessa ämnen är; (i) utveckling av resistenta patogener som även potentiellt kan påverka människor, (ii ) spridning av antibiotika till vild fisk och (iii ) ämnenas påverkan på bakteriella processer i sedimentet (SAMS 2002). Stor kunskapsbrist råder angående många av ämnenas övriga eventuella ekologiska effekter men sub-letala effekter har påvisats hos hummer och mindre kräftdjur (Weber 2003). Förutom att vara potentiellt skadliga för miljön kan rester av vissa tillsatta substanser finnas kvar i den färdiga produkten, vilket kan göra den hälsofarlig att konsumera (FAO 2006). Utvecklingen av vacciner och striktare regleringar angående brukandet av kemikalier, i synnerhet antibiotika, har lett till att användandet har minskat senare år (FAO 2006). Exempelvis har användningen av antibiotika i stort sett upphört i Norge, mycket beroende på att vacciner mot ett antal problematiska sjukdomar utvecklades i slutet av 80-talet (Maroni 2000; FAO 2006). Kemikalier används också ibland för att motverka påväxt på odlingarna. Dessa så kallade antifouling-ämnen innehåller ofta metaller, oftast koppar, för att skydda odlingarna från kolonisering av bland annat havstulpaner, rörbyggande maskar och alger (SAMS 2002; Weber 2003). Koppar ackumuleras i sedimenten under odlingen och är toxiskt för bentiska organismer, kunskapsläget om hur användningen av antifouling-amnen påverkar ekosystemet i ett större perspektiv är dock begränsat (SAMS 2002). Trots användandet av antibiotika och vaccin samt att man så gott som möjligt försöker tillfredställa den odlade fiskens miljökrav bryter sjukdomar ut i odlingar. En bakomliggande orsak är att tätheten mellan individer i odlingen och försämrade vattenkvalitetsfaktorer leder till ökad stress, vilket i sin tur sänker immunsystemets förmåga att bekämpa infektioner och parasitangrepp (Wichardt 2000; Davenport et al. 2003). I en stressituation kan ett parasit- eller sjukdomsutbrott ske mycket snabbt med hög dödlighet som följd (Wichardt 2000). I naturen är sådana epidemier mycket sällsynta och smittospridning från en fiskodling kan ske över stora geografiska avstånd (flera kilometer) och utgöra ett stort hot för vilda populationer (Wichardt 2000). Fysik förändring av miljön är ett annat problem inom akvakulturen. I tropikerna omvandlas ofta kustnära terrestra miljöer som mangroveskogar, våtmark och även jordbruksmark till odlingsbassänger. Hela ekosystemet samt närliggande ekosystem förändras i grunden när salt havsvatten pumpas in och enorma mängder biomassa i form av odlingsorganismer introduceras (Davenport et al. 2003). Många av dessa odlingar är bara produktiva i en begränsad tid innan miljön förändras så mycket att även de odlade arterna dör eller tillväxer långsamt. Den övergivna marken har då väldigt låg produktivitet, detta i kombination med giftiga emissioner, multiresistenta bakterier, omgivande mark och grundvatten förstört av

17

saltvatten och/eller andra problem ger stora ekologiska och socioekonomiska effekter på många platser (Davenport et al. 2003). Intensiva former av odlingar som ingår i den här analysen ger långt ifrån lika allvarliga effekter till följd av fysisk förändring av miljön eftersom de är relativt små och placerade i havet, någon större förändring i miljön är därför inte nödvändig. Byggnationer i vatten påverkar dock ljuspenetrering, vågmönster, strömhastighet och andra abiotiska faktorer. Det tillför också nya ytor och ökar därmed komplexiteten i det omgivande ekosystemet (Davenport et al. 2003). Många predatorer dras till fiskodlingar i jakt på föda, det finns exempel på att odlingar har påverkat populationsstorlekar och distributionsmönster för olika arter som lever i den angränsande miljön (Davenport et al. 2003). Akvakultur är en bakomliggande orsak för spridningen av arter till nya platser . Det kan handla om medveten spridning av odlade arter som exempelvis regnbåge (Oncorhynchus mykiss) som introducerades till Sverige för ungefär hundra år sedan. Många epifytiska organismer sprids när odlingsorganismer förflyttas över världen. Sargassosnärja (Sargassum muticum) som kom till Sverige 1987, är en invasionsart i många länder som har spridits med det japanska jätteostronet (Crassostera gigas), en populär art i odlingssammanhang som även den på senare år etablerat sig längs svenska västkusten.

1.4.2. Insjöfiske med ålbottengarn De flesta fiskbestånd som fiskas av yrkesfiskare världen över är överutnyttjade eller redan utrotade (FAO 2007), detta till följd av att fisk länge setts som en outtömlig resurs och gör det även till viss del idag. Införandet av fiskebegränsande bestämmelser med avsikt att säkra en långsiktig tillgång har ofta skett utan insikter om fiskets ökande effektivitet (Pauly et al. 2002). De allvarligaste problemen som många fiskemetoder ger upphov till kan undvikas genom att använda fasta redskap som ålbottengarn. De höga bifångsterna omnämns ofta som ett av de största problemen vid exempelvis trålning, som för övrigt är förbjudet i Mälaren. Globalt sett står bifångsterna för 8 % av de totala fångsterna och uppgår till ca 7,3 milj. ton varje år (Kelleher 2005). En mycket stor del av fisken som fångas i ålbottengarn ses som bifångst, antingen för att fisken är för liten för att uppfylla minimimåttet eller för att den är en oönskad art. Den stora skillnaden gentemot andra fisken är att en övervägande stor del av bifångsten överlever och kan återföras till sjön om den hanteras på rätt sätt (Vidlund pers. kom.). Det förekommer dock en del bifångster av skarv (Phalacrocorax carbo sinensis) inom insjöfisket, särskilt när bottengarn används (Fiskeriverket 2005). Skarven orsakar också skador på redskapen och på den fångade fisken. Beståndsmässigt utgör bifångsterna inget hot mot skarvens fortsatta överlevnad i Sverige, men det är djuretiskt problem (Fiskeriverket 2005). Habitatsskador är ett annat välkänt problem fiske med aktiva redskap kan ge upphov till. En stor del av matfisken som fångas i Östersjön tas genom bottentrålning, en fångstmetod som ger stora skador på bentiska samhällen som kräver lång tid att återhämta sig (Jones 1992). Bottentrålning ökar flödet av ämnen från bottensedimenten till vattnet, något som kan medföra ytterligare ekologiska konsekvenser i ett större geografiskt perspektiv (Olsgard et al 2008). Ziegler et al (2002) uppskattade arean som påverkas av bottentrålning för att fånga ett kg torsk i Östersjön till 1711 m2. Bottenskador och resuspension av sedimenterat material, som eventuellt uppkommer av iläggning och upptagning av ålbottengarn, är naturligtvis försumbar i jämförelse och troligtvis obetydlig ur ett ekologiskt perspektiv. Med bakgrund av ovanstående kan man dra slutsatsen att en fullständig bedömning av miljöpåverkan av denna form av fiske kan göras utifrån flöden som ingår i en miljösystemanalys kombinerat med kunskap om fisketryck och beståndsstatus för de arter som fiskas.

18

Fiskbestånd i Mälaren

I Mälaren är fiskbestånden relativt goda bortsett från den utrotningshotade malen (Silurus glanis) som är fridlyst och fredad från alla former av fiske, samt ålen (Anguilla anguilla) som det behövs särskilt tillstånd för att få fiska. För att få tillstånd att fånga ål måste man ha yrkesfiskarlicens eller vara ägare av enskilt vatten, man måste också ha fångat minst 400 kg ål året innan det år man söker tillstånd för att visa att man är ekonomiskt beroende av ålfiske (Nyberg pers. kom.). Globalt sett är ålen akut hotad då beståndet har minskat med 99 % sedan 1980 (Lövin 2007). Arten är katadrom och det är inte fastställt var ålen leker, närmare bestämt än Sargassohavet där de minsta larverna hittas (ICES 2008). Troligtvis sker leken på 200-600 meters djup. Äggen kläcks alltså någonstans i Sargassohavet och larverna driver med golfströmmen mot Europa. När de når kustnära vatten i västra Atlanten efter ca 3 år transformeras larverna till glasålar som vandrar upp längs floder för att leva i sötvatten, hur länge ålen lever där finns det olika uppgifter om; 2 – 30 år. Glasålarna som lyckas ta sig upp i floderna transformeras till gulålar. Efter att ha tillbringat huvuddelen av sitt liv i sötvatten (vissa individer stannar dock i salt- eller brackvatten) transformeras ålen ytterligare en gång, nu till en form som benämns blankål. Under denna livscykelfas slutar ålen att äta och vandrar tillbaka till samma plats i Sargassohavet där den en gång föddes för att leka, man tror att ålen dör kort därefter, men eftersom ingen människa ännu har sett ålar leka kan man inte vara helt säker. Ålens mycket egendomliga livscykel kräver en samordnad förvaltning mellan många länder, något som inte har lyckats. Alla europeiska ålar tillhör samma bestånd2 och fiskas intensivt av många länder under alla livsstadier utom det första larvstadiet. EU har länge ignorerat ålens akuta situation eftersom ålfiske har setts som insjöfiske vilket inte regleras på EU-nivå (ICES 2008). Stora kvantiteter glas- och gulål fångas i Östersjön och längs andra europeiska kuster (Lövin 2007). Undersökningar har visat att ålen som fångas i Mälaren är inplanterad glasål som fångats i floden Severns mynning i England (Nyberg pers. kom.). De individer som fångas där bedöms vara ”överskottsål” som ändå inte skulle överleva på grund av vandringshinder i floden. Av den, i Mälaren, inplanterade ålen överlever en relativt stor del av individerna hela perioden som gulål eftersom det finns ett flertal djupa delar i sjön där fiske är tekniskt omöjligt med fasta redskap. Överlevande blankål kan utan större problem vandra ut ur Mälaren och skulle i teorin kunna ta sig hela vägen till Sargassohavet för att delta i leken (Limburg et al. 2003; Nyberg pers. kom.). Det finns dock undersökningar som antyder att inplanterade ålar omöjligt kan hitta tillbaka hela vägen till lekplatsen (Westin 2003). Hur det än är med den saken så bedrivs ett hårt fiske på blankål längs hela svenska kusten, Öresund och Bälten (Nyberg pers kom.). Argumenten för att fiska ål är således; (i) det är en viktig inkomstkälla för yrkesfiskare (ii ) i princip all ål som fångas i Sverige är inplanterad ål som inte hade överlevt i sin naturliga miljö (iii ) upphör fisket i Mälaren eller Sverige i allmänhet fångas ålen ändå av fiskare i något annat land. Förvaltningen av ålen, eller snarare frånvaron av förvaltning, är ett tragiskt exempel på svårigheten att samordna och genomföra miljövårdande insatser när alla inblandade aktörer ser på problematiken på fel sätt och i fel skala. Fångsterna av siklöja (Coregonus albula) har minskat i Mälaren och i Sverige i allmänhet sedan mitten av 1990-talet (Fiskeriverket 2006), troligtvis beroende av att arten, som är höstlekande, missgynnas av varma och långa höstar (Nyberg pers. kom.). Övriga arter i sjön tillhör livskraftiga bestånd (Nyberg pers. kom.). I Mälarens västra delar är fisketrycket relativt hårt men bortsett från det skulle ett högre uttag av fisk, undantaget siklöja, generellt sett inte 2 Detta är den allmänna uppfattningen, något som dock debatterats en del senare år. Se van Ginneken & Maes (2006) för en sammanfattning.

19

innebära några problem (Nyberg pers. kom.). För att öka uttaget av gös skulle dock minimimåttet behöva höjas, något som många yrkesfiskare paradoxalt nog emotsätter sig (Nyberg pers. kom.; Vidlund pers kom.).

1.5. Verktyg för miljöbedömning

1.5.1. LCA En livscykelanalys, LCA, syftar till att kvantifiera miljöpåverkan av en produkt eller produktionssystem under hela dess livscykel. Det är viktigt att ha ett brett perspektiv och inkludera miljöeffekter som det man undersöker ger upphov till, från exempelvis framtagning och förädling av en råvara för tillverkning, till användning och avfallshantering av produkten eller produktionssystemet man är intresserad av. Metoden är standardiserad av ISO (ISO 1997).

Målbeskrivning

En LCA sker i fyra huvudsteg, första steget är att formulera en målbeskrivning där man preciserar vilken eller vilka produkterna som ska undersökas är samt tydligt formulerar målet med undersökningen. Här ingår också en planering av projektet. Målet kan exempelvis vara att utvärdera alternativa produktionssätt eller ta reda på vilken den viktigaste delen av en produkts livscykel är ur miljösynpunkt (Bauman & Tillman 2004). Systemets gränser preciseras under målbeskrivningen, det är sällan lätt att avgöra var en process börjar och slutar. Exempelvis behövs någon form av innestängande strukturer för de flesta former av fiskodlingar, ska tillverkningen av dessa tas med som en del av livscykeln för odlad fisk? I andra änden finns förpackning, transport och tillagning av fisken. Gränsen för när ett system slutar och ett annat tar vid måste tydligt beskrivas för att resultaten ska kunna tolkas på ett riktigt sätt. Det är funktionen av en produkt eller produktionssystem som ger upphov till miljöpåverkan. För att kunna kvantifiera denna behövs en funktionell enhet, som också ska anges i målbeskrivningen (Bauman & Tillman 2004). Även andra modellspecifikationer anges i målbeskrivningen bland annat val av allokeringsmetod. Kort beskrivet så är allokering ibland nödvändigt om systemet utöver funktionen man är intresserad av även har en bifunktion. Miljöpåverkan måste allokeras mellan all nytta som fås i processen. En stor utmaning för många LCA-analyser och en viktig del av målbeskrivningen är att bestämma sig för vilka effekter som ska inkluderas. Det finns tre övergripande, obligatoriska miljöeffektskategorier som enligt ISO alltid ska finnas med. Var och en av dessa har ett antal underkategorier.

• Användning av naturresurser • Hälsoeffekter • Ekologiska effekter

Effekter på den sociala välfärden måste inte enligt standardiseringen finnas med, men de bör inkluderas om de obligatoriska kategorierna inte är tillräckliga för att syftet med studien ska uppfyllas (Pelltier et al. 2007).

20

Datainventering

Nästa steg i processen blir att konstruera en flödesmodell för systemet, inom gränserna som har definierats i målbeskrivningen. In- och utflöden av energi, resurser, emissioner och avfall under livscykeln ska kvantifieras (Bauman & Tillman 2004). Varje insamlat värde benämns datakategori.

Miljöpåverkansbedömning

För att lättare kunna tolka och förmedla resultatet relaterar man de olika datakategorierna till de miljöeffektskategorier som ingår i analysen, genom något som kallas klassificering. Klassificering innebär att man sorterar data efter den miljöpåverkan de ger upphov till (Rydh et al. 2002). Exempelvis grupperas utsläpp av CO2 och CH4 under miljöeffektskategorin som handlar om förhöjd växthuseffekt. Ämnen som påverkar samma miljöeffektskategori har ofta olika potential, CO2 och CH4 har exempelvis inte lika stor effekt på klimatet. Datan behöver därför genomgå karaktärisering, en process där man genom att multiplicera inventeringsdata med en faktor som är specifik för varje data- och miljöeffektskategori får en korrekt bild av hur mycket varje enskild datakategori bidrar med till den totala miljöpåverkan (Rydh et al. 2002). Ibland kan viktning ingå i en miljöpåverkansbedömning. Det görs när de olika miljöeffektskategorierna ses som olika viktiga i sammanhanget (Rydh et al. 2002). Varje miljöeffektskategori divideras med dess viktningsfaktor, som baseras på en subjektiv bedömning av hur allvarlig effekten är (Bauman & Tillman 2004). Viktning kan exempelvis baseras på en grupp av experters eller intressenters bedömningar och värderingar. Andra metoder grundar sig på betalningsviljan hos OECD-medborgare för att undvika olika typer av antropogen miljöpåverkan (EPS 2000), företags investeringar i reningsteknologi (Tellus) eller avstånd mellan aktuell miljöpåverkan och politiska miljömål (ECO S, EDIP) (Rydh et al. 2002). Resultatet tranformeras på så sätt till en dimension och alla värden kan adderas för att återspegla den totala miljöpåverkan på ett väldigt aggregerat sätt.

Tolkning

Tolkningen av resultatet är det sista steget. Här ska resultatet analyseras och studiens begränsningar förklaras. Resultaten är ofta komplexa och det kan finnas behov av att förenkla informationen för andra genom exempelvis diagram och sållning av det man presenterar. Det är viktigt att återknyta till målbeskrivningen och lyfta fram data som besvarar problemformuleringen, samtidigt finns ingen anledning att inte påvisa oväntade resultat som inte är i linje med undersökningens syfte. LCA är en iterativ metod, finns behovet är det inte fel att omformulera målbeskrivningen för att kunna belysa intressanta upptäckter (Bauman & Tillman 2004). Resultatet är aldrig absoluta sanningar, variation och osäkerhet i rådata introducerar en risk att felaktiga slutsatser dras. Slutsatsernas robusthet brukar utvärderas med hjälp av känslighets- och osäkerhetsanalys (Rydh et al. 2002). Känslighetsanalys handlar om att ta reda på om slutresultatet förändras kraftigt av relativt små förändringar i en eller flera nyckelparametrar, systemgränser eller modellspecifikationer i övrigt. Osäkerhetsanalysen ger en felmarginal inom vilket resultaten kan variera till följd av variationen i ursprungsdata.

21

1.5.2. LCA - applicerbart på fisk och skaldjur? LCA-metodiken togs fram för att användas inom tillverkningsindustrin, en verksamhet som avger utsläpp och kräver energi som ger ekologiska följder främst på ett storskaligt och välundersökt sätt. Det kan bland annat handla om utsläpp av växthusgaser, försurande eller eutrofierande ämnen och föreningar som bryter ned stratosfäriskt ozon. Lägger man till bildandet av fotokemiska oxidanter och ämnen med ekotoxikologisk verkan till listan har man det som i princip brukar finnas med under ekologiska effekter i en traditionell LCA (Pelltier et al. 2007). Många effekter som fisket och fiskodling orsakar slinker igenom maskorna om analysen endast innefattar de traditionella formerna av miljöpåverkan (FAO 2006) och man har börjat formulera nya för att fånga upp effekter som annars förbises (Pelltier et al. 2007). Svårigheten i detta är att många ekologiska effekter, som förändringar i ekosystemens struktur och funktion, är svåra att både mäta och tolka. Insikterna en LCA kan ge begränsas alltid av de miljöeffektskategorier som är inkluderade, därför är det viktigt att inse att resultatet av en traditionellt utformad LCA för en verksamhet som vattenbruk inte bör vara det enda underlaget för beslutsfattning (Tyedmers & Pelltier 2007). Några ”nya” kategorier som har använts inom LCA för fisk- och skaldjurproduktion är; bottenskador och bifångster till följd av bottentrålning (Ziegler et al. 2002), effekter av toxiska båtbottenfärger (Ziegler et al. 2002; Thrane 2006), och användning av biotiska resurser (mätt i netto primärproduktion användning, NPPU) (Aubin et al. 2006). Ziegler & Nilsson (opubl.) som har applicerat LCA metodiken för att undersöka yrkesfiskets miljöpåverkan, diskuterar LCA-metodikens för och nackdelar, där framkommer att en svaghet är just svårigheten att kvantifiera viktiga miljöeffekter. Ofta behandlas vissa kategorier av miljöpåverkan endast kvalitativt vilket gör att de lättare kan ifrågasättas. De efterlyser också metoder för att kunna inkludera effekter under en produkts livscykel som, i det stora hela, är små men som ändå har en stor inverkan på en mindre geografisk skala. Osäkerheten i variationen hos bakgrundsdatan ser de som en annan svag punkt i LCA-metodiken. Ofta hämtas denna i databaser där variationen inte är angiven, vilket gör att resultaten får en okänd felmarginal. På pluskontot är LCA en bra metod för att sammanföra många miljöeffekter i samma analys istället för att koncentrera sig på en i taget. På så sätt får man en överblicklig och lättillgänglig sammanställning som kan användas som underlag för ett hållbart resursutnyttjande. En annan styrka hos metoden är att den är standardiserad, något som underlättar vid jämförelser och gör det svårt att vinkla resultaten dit man vi ha dem (FAO 2007b).

1.5.3. Övriga metoder Ekologiskt fotavtryck

Ekologiskt fotavtryck (Ecological footprint) är ett koncept och en metod som har använts för att olika fiskens och vattenbruks miljöprestanda (Ayer 2007). Tanken bakom metodiken är att mänskligheten är beroende och en del av jordens ekosfär. Ett hållbart samhälle enligt detta synsätt är ett där naturens resurser och för oss livsviktiga processer utnyttjas långsammare än de återbildas, samt att avfall bildas i sådan takt att det hinner absorberas och omsättas. Jordens resurser och avfallssänkor är alltså ändliga och de begränsande faktorerna för den mänskliga populationens tillväxt. Metoden används ofta för att uppskatta arealen av produktivt land en civilisation använder. För att förstå konceptet kan man tänka sig att Stockholm, eller vilken annan stad som helst, innesluts i en glasbubbla där ingen materia (utom ljus) kan passera. Stockholms ekologiska avtryckt är då så stort som bubblan skulle behöva vara för att staden skulle kunna fortleva,

22

baserat på att staden omges av alla typer av land och vattenmiljöer konsumtionen i samhället är beroende av (Wackernagel & Rees 1996). Metoden kan också användas på en mindre skala för att jämföra olika sätt att producera en vara (Wackernagel & Rees 1996), exempelvis genom att jämföra olika fiskodlingars resursintensitet. Tyedmers (2000) använde metoden för att jämföra de ekologiska avtryckens storlek, dvs. arean av terrestra och marina ekosystem som behövs, för att producera lax genom odling och fiske. Det går att dra en parallell mellan denna metod och NPPU som är beskrivet ovan (kap. 1.5.2) eftersom båda behandlar biologiska resurser som ändliga. Använder man viss area produktiv yta är den inte längre tillgänglig för någon annan användning (Pelltier et al. 2007). Metodens styrka, att ge en detaljerad bild av hur mycket biologiska resurser och ekosystemtjänster en process kräver, är samtidigt en svaghet när det gäller att belysa andra problem som är svåra att uttrycka i form av ekologiska avtryck, exempelvis toxicitet (Ayer, 2007). Metoden är inte standardiserad, vilket försvårar jämförelser mellan olika undersökningar och bidrar till att den inte ses som lika vetenskaplig som exempelvis LCA (FAO 2007b).

Energianalys

Energianalys (Energy analysis) är den vanligaste metoden för att utvärdera miljöpåverkan för akvakultur (Tyedmers & Pelltier 2007). Som namnet antyder fokuserar man med denna metod helt på energianvändningen för en produkt eller ett produktionssystem. Användandet av energi, speciellt sådan med fossilt ursprung, leder till många allvarliga miljöeffekter som ökad växthuseffekt, försurning, eutrofiering och minskad biodiversitet (Tyedmers & Pelltier 2003). Hög energiåtgång för en process visar alltså inte bara på dålig hushållning av icke förnyelsebara resurser. Det kan även vara en indikator på dålig miljömässig hållbarhet (Tyedmers 2007). Minskad energianvändning är en politisk målsättning som det ofta pratas om och metodiken är tilltalande ur den aspekten. Energi analys har använts för att belysa moderna fiskodlingars ofta höga energikrav som kan härledas till vattenrening och foderproduktion (Tyedmers & Pelltier 2007). I en energianalys brukar man skilja på indirekt och direkt energi som går in i systemet. För fiskproduktionssystem är exempel på direkt energi bränsle och elektricitet som behövs för att driva processen medan indirekt energi är energi som behövs för att tillverka maskiner, båtar och transportfordon etc. som används under produktionen (Troell et al. 2004).

1.6. Tidigare studier Vattenbruk har behandlats i ett flertal LCA-studier; odling av regnbågslax (Grönros et al. 2006), jämförelser av produktionssystem (Ayer 2007; Ellingsen & Aanondsen 2006; Aubin et al. in press), produktion av fiskfoder (Papatryphon et al. 2004; Pelltier & Tyedmers 2007) och odling av piggvar (Aubin et al. 2006) är några exempel.

2. Metod Huvuddelen av det här arbetet består av en miljösystemanalys som bygger på LCA-metodik. Denna ger ett kvantitativt underlag, som tillsammans med kvalitativa diskussioner angående miljöpåverkan som inte fångas upp i miljösystemanalysen uppfyller syftet med rapporten.

23

2.1. Målbeskrivning Miljösystemanalysen av de tre produktionssystemen görs med hjälp av LCA-metodik. Det huvudsakliga målet med undersökningen är att kvantifiera och jämföra tre olika produktionssystems miljöpåverkan:

1. Odling av abborre i recirkulerande system. 2. Yrkesfiske med ålbottengarn i Mälaren. 3. Odling av lax i nätkassar längs Norges kust.

En annan målsättning är att identifiera var i livscykeln för respektive produktionssystem där miljöpåverkan är relativt stor för att skapa ett underlag för förbättringar. Den funktionella enheten är 1 kg fiskfilé.

2.1.1. Miljöpåverkanskategorier De ingående miljöpåverkanskategorierna är: Abiotisk resursanvändning, global uppvärmning, försurning, eutrofiering, bildning av fotooxidanter och energianvändning. Alla resultat speglar respektive produktionssystems bidrag till de olika kategorierna.

Abiotisk resursanvändning

Det har diskuterats en del om och i så fall hur resursanvändning, i synnerhet abiotiska sådana, orsakar en miljöpåverkan. Det råder olika meningar om huruvida själva extraktionen och bruket av resurser är ett problem eller om det snarare är den indirekta miljöpåverkan av extraktionen som är det viktiga (Bauman & Tillman 2004). I den här analysen anammas det tidigare synsättet. Endast icke-förnyelsebara resurser samlas under den här kategorin och karaktäriseringsfaktorerna, i enheten kg antimonekvivalenter, bygger på resursens knapphet i naturen och extraktionshastigheten av densamma enligt Guinée (2002).

Global uppvärmning

Den globala uppvärmningen orsakas av antropogena utsläpp av växthusgaser, gaser som ändrar värmebalansen på jorden genom deras förmåga att absorbera infraröd strålning i atmosfären (Bauman & Tillman 2004). Olika växthusgaser bidrar olika mycket till den ökade växthuseffekten och deras uppehållstid i atmosfären varierar (Bauman & Tillman 2004). Karaktäriseringsfaktorerna är baserade på de olika gasernas absorptionsförmåga av infraröd strålning i atmosfären över en 100 års period och anges i koldioxidekvivalenter (kg CO2) (Guinée 2002).

Eutrofiering

Eutrofiering, eller övergödning, kan definieras som en anrikning av oorganiska växtnäringsämnen, främst kväve och fosfor, i miljön (Mason 2002). Eutrofiering kan ske naturligt exempelvis genom skogsbränder men i det här sammanhanget avses endast antropogena utsläpp som potentiellt eutrofierande (Mason 2002; Guinée 2002). Övergödning leder potentiellt till negativa effekter i miljön där utsläppen sker; förändringar i ekosystemens artsammansättning och ökad produktion är två exempel (Guinée 2002). I akvatiska miljöer leder ofta övergödning till en förhöjd syreförbrukning i bottenvattnet och sedimentytan eftersom en större mängd organiskt material än normalt sedimenterar till botten (kap. 1.4.1). I LCA-sammanhang breddas därför begreppet eutrofiering även till att innefatta utsläpp av organiska (syretärande) ämnen som mäts i enheten COD (Guinée 2002).

24

Karaktäriseringsfaktorerna baseras på den genomsnittliga kemiska sammansättningen av akvatiska organismer C106H263O110N16P (se även ”Redfieldkvoten” i kap. 4.1.1), och utrycks relativt fofsfat (PO4

3-) i enheten kg fosfatekvivalenter (Guinée 2002).

Bildning av fotooxidanter

Denna miljöpåverkanskategori behandlar utsläpp av ämnen som när de utsätts för solljus kan omvandlas till reaktiva oxiderande ämnen eller föreningar, exempelvis ozon (Guinée 2002). Fotooxidanter kan vara skadliga för människor, ekosystem och grödor (Guinée 2002) men är alltså sekundära föroreningar som bildas från exempelvis CO och flyktiga organiska föreningar (VOCs) (Bauman & Tillman 2004). Karaktäriseringsfaktorerna är baserade på de olika ämnenas potential att bilda fotooxidanter relativt etylen och uttrycks i enheten kg etylenekvivalenter (Guinée 2002). I den här analysen har, enligt Guinée (2002) värden för en låg bakgrundskoncentration av kväveoxider använts, då utsläppen främst sker i områden med troligtvis låga NOX-koncentrationer.

Energianvändning

Energianvändningen inom produktionssystemen används i den här analysen som en miljöpåverkanskategori. Samma sak har gjorts i andra studier (Papatryphon et al. 2004; Aubin et al. 2006; Ellingsen & Aanondsen 2006; Aubin et al. in press) och energianvändningen kan vara en viktig aspekt att hänsyn till när det gäller att miljöbedöma olika fisken och former av vattenbruk (kap. 1.5.3). Vid användning av elektricitet beräknas energianvändningen utifrån energiinnehållet i de källor elektriciteten produceras av. All energiförbrukning adderas och uttrycks i enheten MJ.

2.1.2. Allmänna antaganden och metodologiska val i miljösystemanalysen Avgränsningar

Många resurser och former av energi som krävs för produktionen av matfisk, krävs det i sin tur resurser och energi för att producera. ”Indirekta” resurser och energiformer är också de resurs- och energikrävande osv. I princip skulle det vara en oändlig process att följa alla flöden till dess källa. I den här analysens beräkningar av resursförbrukning, energianvändning och emissioner från matfiskproduktionen inkluderas (när det är möjligt) primär resurs- och energiförbrukning (det som direkt används inom produktionssystemen) samt de resurser och former av energi som framställningen av dessa kräver (alltså ett ”steg” tillbaka) (fig. 1).

25

Miljöpåverkan som arbetskraft inom produktionssystemen ger upphov till försummas i analysen, likaså drift och underhåll av maskiner och material som behövs för fiskproduktionen (kap. 2.1.3 och 2.1.4). Resultaten tar inte hänsyn till eventuella störningar i produktionen på grund av oförutsedda händelser, att fisk rymmer från fiskodlingar är normalt och effekter av detta diskuteras kvalitativt (kap. 1.4.1 och 4.5.2) men utelämnas ur datainventeringen. Sociala och ekonomiska aspekter utelämnas ur analysen då de inte bedöms som nödvändiga för att syftet med studien ska uppfyllas. Avfallsgenerering under produktionen försummas på grund av brist på relevanta data. Energiförbrukningen per funktionell enhet för kylning och isproduktion antas vara densamma för alla produktionssystem som ingår i analysen och baseras på data för en modern anläggning med bland annat ismaskin samt kyl- och frysrum (Vidlund pers. kom).

Allokeringsmetod

Allokeringar sker uteslutande genom systemexpansioner. Ett produktionssystem som ger upphov till biprodukter krediteras för detta genom att övriga produktionssystem expanderas till att även omfatta produktionen av likvärdiga produkter (fig. 2 och 3). Biprodukter inom systemen i den här analysen är näringsrikt slam från abborrodlingen, rapsmjöl från produktionen av rapsolja och sojaolja från produktionen av sojamjöl.

• Slamproduktionen kompenseras av produktion av gödsel innehållandes samma mängd kväve och fosfor.

• Biprodukten rapsmjöl kompenseras av produktionen av korn och soja, uppdelningen mellan dessa är 20 respektive 80 % på viktbasis (LCAfood.dk)

• Biprodukten sojaolja kompenseras av produktionen av samma mängd rapsolja (LCAfood.dk).

Tillvägagångssätt/Datainventering

Abborrodlingarna befinner sig på ett försöksstadium och datainventeringen bygger till stor del på litteratur som behandlar liknande odlingar. Data för foderåtgång, energianvändning och utsläpp av närsalter är till stor del modellerade utifrån liknande studier och information som

Resurs x som krävs för fiskproduktion. (Exempelvis foderfisk)

Resurs y som krävs för produktionen av x (Exempelvis diesel)

Resurs z som krävs för produktion av y. (Exempelvis olja)

Resurs x som krävs för fiskproduktion. (Exempelvis bensin)

Systemgräns

Figur 1. Systemavgränsning mot andra produkters livscykler.

26

har inhämtats genom personlig kommunikation med expertis inom respektive område. Data för norska laxodlingar har främst inhämtats genom litteratursökningar och från databaser. Data för insjöfiske med ålbottengarn bygger främst på personlig kommunikation med en yrkesfiskare i Mälaren. Endast datakategorier som ger potentiell miljöpåverkan inom de miljöpåverkanskategorier som ingår i studien, eller på annat sett är viktiga för att syftet med studien ska uppfyllas, tas med i datainventeringen. Miljösystemanalysen har utförts i Microsoft Office Excel 2003. Data från databaser har inhämtats med hjälp av mjukvaran SimaPro 7.1 (demoversion).

2.1.3. Systemavgränsning och viktiga antaganden - f iskodling En översiktlig bild av systemets avgränsning ges nedan (fig.2). Det har visats i en jämförande studie av olika odlingssystem (Ayer 2007) att recirkulerade system kräver mer inflöden för uppbyggnad och underhåll av infrastruktur. Odlingskapaciteten täthetsmässigt för de recirkulerande alternativen i den studien är dock 17-243 % högre än för motsvarande system som undersöks här. De är också mer tekniskt avancerade och innehåller faciliteter för syresättning med flytande syre. Odlingarna inom ABBORÖS-projektet befinner sig på ett försöksstadium och svårigheten att inhämta relevanta data, kombinerat med småskaligheten gör att tillverkning och underhåll av odlingsfaciliteter, transportfordon, båtar etc. försummas för båda odlingarna.

Foderproduktion

Kassodling

Systemgräns

Produktion av foderingredienser

från jordbruk

Produktion av biprodukter från

andra produktionssystem

Industrifiske

Kylning/isproduktion Distribution

Yngeluppfödning

Figur 2. Översiktlig beskrivning av produktionssystemen för odlad fisk. Gråa rutor/pilar försummas. Streckad ruta innefattar produktionen av biprodukter från andra produktionssystem.

Resurser, energi

Utsläpp, avfall

1 kg matfiskfilé

Material, underhåll, arbetskraft Yngelproduktion

Biprodukter

27

Yngelförsörjningen är ett annat steg som försummas av olika anledningar. Företaget som förser abborrodlingarna med yngel vill inte lämna ut tillräckligt detaljerad information om hur processen går till för att resursförbrukning och utsläpp till följd av detta ska kunna kvantifieras på ett tillfredsställande sätt. För att inte snedvrida jämförelsen mellan de båda odlingarna försummas detta steg även för odlingen av lax, trots att viss data för detta finns tillgänglig (Tyedmers 2000). Den direkta energianvändningen, för att driva pumpar och annan utrustning som krävs vid odlingarna, bör ses som relativt osäker. Då det saknas underlag för den faktiska förbrukningen har data för kanadensiska odlingar med samma grad av vattenrecirkulation använts (Ayer 2007). Dessa odlingar är av betydligt större volym än de inom ABBORÖS-projektet och fisktätheten är ungefär 10-15 % högre. Det bör också påpekas att graden av recirkulation (som avgör energiförbrukningen) för abborrodlingarna inte är fastställd utan baseras på ett antagande (kap. 1.4.1.). Fisken antas transporteras hel med fullastade lastbilar till Göteborg, som är utgångspunkten för den övervägande delen av all matfisk som konsumeras i Sverige. Abborren transporteras från Västervik och laxen från Nordland, den region i Norge där störst kvantitet lax odlas (Fiskeridirektoratet 2008). Returresan antas ske med tom last. FCR-värdet (feed conversion ratio) är en central parameter vid miljöbedömningar av olika former av vattenbruk. Det är ett mått på hur effektivt odlingsorganismerna tillgodogör sig fodret och uttrycks matematiskt som:

FCR = Ft/To

där Ft = tillsatt fodermängd (kg), To = tillväxt hos odlingsorganismerna (kg)

FCR-värdet är okänt för abborrodlingarna och värdet (FCR = 1,5) ska ses som en rimlig gissning (Alanärä pers. kom.). Utsläpp av närsalter från odlingarna kvantifieras med hjälp av en utsläppsmodell där FCR-värdet, fodrets innehåll av kväve och fosfor samt innehållet av dessa näringsämnen i fisken som tas ur odlingen ingår efter Nordiska Ministerrådet (2004). Matematiskt uttrycks den för som:

Uk,f = 0,01*(FCR*FOk,f-FI k,f)

där Uk,f = utsläpp av kväve eller fosfor (kg/kg producerad rundfisk), FOk,f = foderts innehåll av kväve eller fosfor (%), FIk,f = fiskens innehåll av kväve eller fosfor (% våtvikt), Pf,k =

fraktion partikelbundet kväve eller fosfor. För de recirkulerade systemen antas allt partikulärt bundet material stanna i odlingskassen i form av slam som regelbundet sugs upp och används som gödsel. Utsläppsmodellen för abborrodlingen uttrycks matematiskt som:

Uk,f = (0,01*(FCR*FOk,f-FI k,f))*(1-Pk,f)

där Pk,f = fraktionen partikelbundet kväve eller fosfor i utsläpp från fiskodlingar utan utsläppsrening

28

Slammet ses som ett alternativ till gödsel och systemet ”krediteras” genom systemexpansion för framställningen av handelsgödsel som motsvarar samma mängd näring. Mängden kväve och fosfor i slammet beräknas enligt följande formel:

Sk,f = 0,01*(FCR*FOk,f-FIk,f)*(P k,f)

där Sk,f = mängd kväve eller fosfor i slammet (kg) Fraktionerna partikulärt bundet kväve och fosfor från fiskodlingar utan utsläppsrening är 23 respektive 63 % av de totala utsläppen (Hall et al. 1992; Holby & Hall 1991).

2.1.4. Systemavgränsning och viktiga antaganden – f iske Systemet innefattar hela processen, från iläggning och vittjning av ålbottengarnen till distribution av fisk till första konsumentledet (fig. 3). Distributionen ser något annorlunda än övriga produktionssystem. Huvuddelen av fångsten (60 %) transporteras likt övriga produktionssystem hel till Göteborg. En mindre del (10 %) fileas och säljs i nära anslutning till fiskens landningsplats. Någon transport av den fisken behövs därför inte. Resterande fisk fileas på plats och transporteras med personbil till Västerås, där den säljs på en lokal marknad. Tillverkning och underhåll av redskap, transportfordon, båtar etc. försummas då deras långa livslängd bör leda till försumbar miljöpåverkan. Liknande antaganden har gjorts i andra studier (Ellingsen & Aanondsen, 2006). Filéutbytet skiljer sig mellan de olika arterna som fångas. Baserat på fångstatisktik (Vidlund pers. kom.) har ett medelvärde på 2,14 kg rundfisk/kg fiskfilé antagits. All redskapsvittjning sker med båt som drivs av en fyrtaktsmotor (200 hk). Uträkningar gällande utsläpp av kväveoxider, kolmonoxid och kolväten är baserade på maximala gränsvärden inom EU för den aktuella motortypen (2003/44/EC). Gränsvärden där är angivna per kWh (uteffekt), därför har verkningsgrad av 30 % antagits enligt SLB (1997). Bensinen antas innehålla 5 % etanol och har ett energiinnehåll av 8,94 kWh/L (SPI 2008). Beräkningar av övriga utsläpp vid båttransporterna baseras på utsläppsdata för personbilar (NTM).

29

3. Resultat

3.1. Jämförelser mellan produktionssystemen Resultatet av jämförelsen mellan produktionssystemen efter karaktärisering visar att det finns skillnader i vilken potentiell miljöpåverkan de ger upphov till (tab. 2).

ARA (kg antimon ekv.)

GLU (kg CO2 ekv.)

FÖR (kg SO2 ekv. Schweiz)

EUT (kg PO43- ekv.)

PO (kg etylen ekv.)

EA (MJ)

Abborrodling 0,038 4,76 0,022 0,17 0,0016 141 Laxodling 0,024 4,91 0,031 0,16 0,0011 49,9 Insjöfiske 0,0085 1,79 0,0099 0,0030 0,0050 36,4

Vittjning

Kylning/isproduktion

Systemgräns

Utplacering av redskap

Distribution

Båttransport

Produktion av biprodukter från

andra produktionssystem

Resurser, energi

Utsläpp, avfall

1 kg matfiskfilé

Material, underhåll, arbetskraft

Figur 3. Översiktlig beskrivning av produktionssystemen för odlad fisk. Gråa rutor/pilar försummas. Streckad ruta innefattar produktionen av biprodukter från andra produktionssystem.

Tabell 2. Resultat efter karaktärisering. ARA = Abiotisk resursanvändning, GLU = Global uppvärmning, FÖR = Försurning, EUT = Eutrofiering, PO = Bildning av fotooxidanter, EA = Energianvändning.

30

Insjöfisket är över lag det produktionssystem med lägst miljöpåverkanspotential i den här analysen. Undantaget är kategorin bildandet av fotooxidanter där miljöpåverkanspotentialen är betydligt större än den från fiskodlingarna. De båda fiskodlingarna har likvärdig eutrofierongspotential. Abborrodlingen ger ett högre bidrag till kategorierna abiotisk resursanvändning, energienergianvändning och bildning av fotokemiska oxidanter än laxodlingen, vilken i sin tur ger en högre försurningspotential och något högre potential för global uppvärmning. Den totala miljöpåverkanspotentialen inom de olika kategorierna kan ofta till stor del härledas till ett utsläpp av ett visst ämne eller förbrukning av en viss resurs eller energiform (appendix A). Användningen av fossila bränslen (diesel, bensin) utgör exempelvis en stor del (59-86 %) av varje produktionssystems totala abiotiska resursförbrukning. Utsläpp av CO2 utgör den största delen i insjöfiskets och abborrodlingens globala uppvärmningspotential (76-95 %). För laxodlingen är situationen en annan då miljöpåverkanspotentialen inom denna kategori istället till 54 % utgörs av utsläpp av N2O. Insjöfiskets relativt höga bidrag till kategorin bildning av fotooxidanter orsakas främst av kolmonoxidutsläpp, dessa står för 79 % av produktionssystemets totala miljöpåverkanspotential inom denna kategori. En intressant skillnad mellan de båda fiskodlingarna är att medan kväveutsläpp utgör 59 % av abborrodlingens eutrofieringspotential, är samma värde för laxodlingen 23 %. Laxodlingens eutrofieringspotential utgörs istället främst av fosforutsläpp. Mer om vad detta kan innebära behandlas i kapitel 4.1.1.

3.2. Viktiga delar i respektive livscykel Fiskodling

Produktionen av foderingredienser är viktiga delar i produktionssystemen för fiskodling i den här analysen (fig. 4). Abborrfodret innehåller betydligt mer marina biologiska resurser än laxfodret. Industrifisket är därför en mycket viktig del inom detta produktionssystem, över 55 % av den totala miljöpåverkanspotentialen i tre miljöpåverkanskategorier kommer härifrån. Dessa är abiotisk resursanvändning, global uppvärmning och försurning. Laxfodret innehåller, å andra sidan, en stor andel ingredienser som produceras genom jordbruk. Detta påvisas i resultaten då speciellt produktionen av raps- och solrosolja ger relativt mycket miljöpåverkanspotential för detta produktionssystem inom kategorierna bildning av fotooxidanter, försurning och global uppvärmning. Övriga jordbruksprodukter (vete och sojamjöl) ger signifikanta bidrag främst när det gäller laxodlingens abiotiska resursanvändning och energiförbrukning, samma mönster kan urskiljas i produktionssystemet för abborre. En stor skillnad i energianvändningen mellan systemen är att förbrukningen inom laxodlingen sker indirekt genom produktion av foderingredenser medan nära hälften av energiförbrukningen inom abborrodlingen sker direkt under odlingsfasen samt vid kylning och isproduktion. Ur ett eutrofieringsperpektiv är odlingsfasen viktigast för båda odlingarna. Direkta utsläpp från abborrodlingen står för över 95 % av den totala eutrofieringspotentialen. För laxodlingen är motsvarande siffra drygt 80 %, resterande eutrofieringspotential kan härledas till produktionen av växtoljor. Kylning och isproduktionen står för en icke försumbar del av energianvändningen för abborrodlingen. För laxodlingen står denna del av systemet helt obetydlig del, detta eftersom vattenkraft står för över 99 % av elektriciteten som produceras i Norge (Bauman & Tillman 2004). För abborrodlingen är också den direkta energianvändningen under odlingsfasen betydlig. Transporter och fodertillverkning (fabrikssteget) ger försumbar miljöpåverkan i alla kategorier för bägge produktionssystemen.

31

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

ARA GLU FÖR EUT PO EA ARA GLU FÖR EUT PO EA

Abborrodling Laxodling

av to

tal p

oten

tiell

milj

öpåv

erka

n

Foderproduktion Industrifiske Produktion av sojamjölProduktion av vete Produktion av växtoljor Transport av foder till odlingen Odlingsfas Kylning/isproduktion Transport till kund

Insjöfiske med fasta redskap

Vittjningen av redskapen är den viktigaste delen i produktionssystemet för fiske i den här analysen (fig. 5). Utsläpp och resursförbrukning i och med detta står för huvuddelen av miljöpåverkanspotentialen i alla kategorier utom energianvändning. För denna står kylning och isproduktion för över 70 % av miljöpåverkanspotentialen. Intressant är att de långväga transporterna, med vilka huvuddelen (60 %) av fisken skickas ger betydigt mindre miljöpåverkanspotential än de kortare med personbil i de flesta miljöpåverkanskategorierna. Detta undersöks närmare i känslighetsanalysen (kap 3.4 och 4.2.2).

Figur 4. Relativt bidrag från de olika faserna i livscykeln till respektive miljöpåverkanskategori för odlad fisk. ARA = Abiotisk resursanvändning, GLU = Global uppvärmning, FÖR = Försurning, EUT = Eutrofiering, PO = Bildning av fotooxidanter, EA = Energianvändning.

32

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

ARA GLU FÖR EUT PO EA

av to

tal p

oten

tiell

milj

öpåv

erka

n

Kylning/isproduktion

Transport till göteborg

Transport personbil (Västerås)

Vittjning

Utplacering/upptagning avredskap

3.3. Hur betydelsefulla är abborrodlingens osäkra p arametrar? Bakgrundsdatan för abborrodlingarna innehåller två relativt osäkra parametrar; FCR-värdet (foderåtgången) och den direkta energianvändningen under tillväxtfasen i kassarna. Se kapitel 2.1.2 för en närmare beskrivning av dessa samt anledningen till varför de är osäkra. FCR-värden i början av 2000-talet varierade runt 1,4-2,2 (Naylor et al. 2000; Weber 2003), på senare år har man för vissa arter kommit ner mot ett FCR-värde av 1,0 (Boyd et al. 2007). Laxodlingens FCR-värde (1,215) kan därför ses som relativt lågt och det är intressant att se hur resultatet förändras i jämförelsen om de båda fiskodlingarna delade det värdet. Hur en halvering av den direkta energianvändningen för abborrodlingen påverkar jämförelsen undersöks också. Ändringarna av dessa två parametrar kombineras på tre olika sätt; (i) sänkning av enbart FCR-värdet (FCR), (ii ) sänkning av enbart energianvändningen (E), (iii ) sänkning av båda parametrarna (E,FCR) Känslighetsanalysen (tab. 3) visar att FCR-värdet är en viktigare parameter i systemet än den direkta energianvändningen under odlingsfasen är för huvuddelen av miljöpåverkanskategorierna. I tre av kategorierna (aboitisk resursanvändning, försurning och eutrofiering) innebär en halverad energiåtgång under odlingsfasen endast en försumbar miljöförbättring jämfört med vad ett sänkt FCR-värde skulle medföra. Vidare visas att en halvering av den direkta energianvändningen leder till en minskning av systemets energiförbrukning på 11 %. Även foderåtgången har en substantiell inverkan på energiförbrukningen minskningen av FCR-värdet skulle innebära en likvärdig energibesparing.

Figur 5. Relativt bidrag från de olika faserna i livscykeln till respektive miljöpåverkanskategori för insjöfiskad fisk. ARA = Abiotisk resursanvändning, GLU = Global uppvärmning, FÖR = Försurning, EUT = Eutrofiering, PO = Bildning av fotooxidanter, EA = Energianvändning.

33

ARA

FÖR

EUT

PO

EA

GLU

AbborreAbborre - FCRAbborre - E,FCRLaxInsjöfiske

En förbättring av båda de osäkra parametrarna skulle innebära en ökad miljöprestanda för abborrodlingen i samtliga miljöpåverkanskategorier. Detta påverkar jämförelsen mellan produktionssystemen (fig. 6). Om båda fiskodlingarna antas ha samma foderåtgång (Abborre FCR fig. 6) förändras jämförelsen av abborrodlingens och laxodlingens miljöpåverkanspotential. Till skillnad från

ARA (kg antimon ekv.)

GLU (kg CO2 ekv.)

FÖR (kg SO2 ekv. Schweiz)

EUT (kg PO4

3- ekv.) PO (kg etylen ekv.)

EA (MJ)

Abborrodling – (E) 0,22 4,79 1,24 0,03 17,16 11,02 Abborrodling – (FCR) 18,42 15,14 16,90 24,03 6,61 10,88 Abborrodling – (E,FCR) 18,64 19,93 18,14 24,05 23,77 21,90

Figur 6. Utvärdering av abborrodlingens osäkra parametrars inverkan på resultatet. Resultat efter karaktärisering. Vissa data har transformerats för att passa i figuren, därför kan inga jämförelser mellan miljöpåverkanskategorier göras. ARA = Abiotisk resursanvändning, GLU = Global uppvärmning, FÖR = Försurning, EUT = Eutrofiering, PO = Bildning av fotooxidanter, EA = Energianvändning. (FCR) = FCR-värde likvärdigt med laxodlingens, (E,FCR) = Kombination av sänkt FCR-värde och 50 % lägre direkt energiförbrukning under odlingsfasen. Linjerna för ”Abborre”, ”Lax” och ”Insjöfiske” motsvarar respektive produktionssystems miljöpåverkanspotential enligt originalresultaten.

Tabell 3. Utvärdering av abborrodlingens osäkra parametrars inverkan på resultatet. Resultat efter karaktärisering. Alla värden anger minskning i miljöpåverkanspotential i procent jämfört med originalresultaten. ARA = Abiotisk resursanvändning, GLU = Global uppvärmning, FÖR = Försurning, EUT = Eutrofiering, PO = Bildning av fotooxidanter, EA = Energianvändning. (E) = 50 % lägre direkt energiförbrukning under odlingsfasen, (FCR) = FCR-värde likvärdigt med laxodlingens, (E,FCR) = En kombination av ovanstående förändringar i abborrodlingens parametrar.

34

originalresultaten blir laxodlingens bidrag till kategorierna global uppvärmning och eutrofiering märkbart större än bidraget från abborrodlingen. Om även energiförbrukningen för abborrodlingen halveras (Abborre E,FCR fig. 6) förbättras situationen ytterligare, dock högst marginellt. Insjöfisket är fortfarande det produktionssystem med lägst miljöpåverkanspotential i fem av sex kategorier.

3.4. Transporternas betydelse för insjöfiskets miljöpåverkanspotential Det alternativa antagandet här är att all fisk transporteras med lastbil till Göteborg för vidare distribution (LT = lång transport), som beskrivet i kapitel 2.1.3. En övergång till att skicka all fisk med lastbil till Göteborg leder till minskad miljöpåverkanspotential i alla kategorier med undantag för den potentiella bildningen av fotooxiderande ämnen som ökar marginellt (tab.4).

4. Diskussion

4.1. Jämförelser och förslag på förbättringar - abb orrodling

4.1.1. Eutrofieringspotential Övergödningspotentialen för abborrodlingen är likvärdig laxodlingens, trots tillvaratagandet av partikulärt bundna näringsämnen (tab 2). Anledningarna är abborrfodrets höga innehåll av näringsämnen kombinerat med foderintensiteten samt det låga filéutbytet (kap. 4.3.1). Utsläppen av kväve och fosfor är synnerligen allvarliga eftersom odlingarna är placerade i Östersjön, ett mycket eutrofierat innanhav där kraftiga åtgärder för att minska näringstillförseln krävs för att bromsa och vända utvecklingen (Blomqvist & Gunnars 2008). Detta talar för att implementering av flera reningssteg troligtvis skulle innebära en miljömässig förbättring och en nödvändig åtgärd om verksamheten ska expandera. Utsläppens omfattning och faktiska påverkan på närmiljön är osäkra och behöver undersökas närmare innan mer precisa förbättringsåtgärder kan presenteras. Nedan följer en närmare motivering till ovanstående sammanfattning.

Kvävets och forsforns roll i Östersjöns primärproduktion

Redfieldförhållandet, förhållandet mellan kväve och fosfor i organiskt material, säger att det går 16 kvävemolekyler för varje fosformolekyl (alltså 6,25 % fosfor på molbasis) när nytt organiskt material ska bildas (Chester 2003). Avviker koncentrationen av något av dessa näringsämnen nedåt blir det begränsande för primärproduktionens magnitud. Generellt sett är

ARA (kg antimon ekv.)

GLU (kg CO2 ekv.)

FÖR (kg SO2 ekv. Schweiz)

EUT (kg PO4

3- ekv.)

PO (kg etylen ekv.)

EA (MJ)

Insjöfiske - LT 20,66 13,58 0,25 -0,46 3,24 10,00

Tabell 4. Känslighetsanalys. Resultat efter karaktärisering. Värden anger förändring i miljöpåverkanspotential i procent. Negativa värden innebär ökad miljöpåverkanspotential jämfört med originalresultaten. ARA = Abiotisk resursanvändning, GLU = Global uppvärmning, FÖR = Försurning, EUT = Eutrofiering, PO = Bildning av fotooxidanter, EA = Energianvändning.

35

marina miljöer kvävebegränsade medan primärproduktionen i limniska och lågsalina marina miljöer begränsas av mängden biotillgängligt fosfor. Salthalten i Östersjön varierar och medan Bottenvikens primärproduktion är fosforbegränsad är övriga delar (söder om Bottenhavet) kvävebegränsade (Tamminen & Andersen 2007; Blomqvist & Gunnars 2008). Undantag från denna regel kan uppträda under sommarblomningen då cyanobakterier, även kallade blågröna alger, periodvis kan dominera primärproduktionen (Tamminen & Andersen 2007). Vissa typer av cyanobakterier har nämligen förmåga att reducera löst kvävgas (N2) och använda det som kvävekälla. Mängden kvävgas i vattnet är oändligt mycket större än mängden fosfor varför det senare alltid är begränsande för cyanobakteriers tillväxt. Cyanobakterier med kvävefixerande förmåga gynnas av varmt vatten med låga kvävekoncentrationer och massförekomster av trådformiga kolonier skapar problem i stora delar av Östersjön sommartid (Blomqvist & Gunnars 2008). Blomningar av cyanobakterier kan förvandla stora delar av Östersjön till en otrevlig sörja. Vissa arter är även toxiska och orsakar förgiftningar hos badande djur och människor, toxinerna kan dessutom ge ekologiska effekter (Blomqvist & Gunnars 2008). Det har tidigare diskuterats flitigt vilka åtgärder som bör vidtas för att förbättra eutrofieringsproblematiken i Östersjön. I den så kallade ”kväve-fosfor debatten” har, trots Östersjöns generella kvävebegränsning, hela vitsen med kväverening ifrågasatts samtidigt som krafttag mot fosforutsläppen efterfrågats (Larsson 1997). Kvävets inverkan på övergödningsproblematiken i Östersjön ska dock på intet sätt förringas då den kvävebegränsade vårblomningens omfattning påverkar mängden biotillgängligt fosfor under sommaren (Blomqvist & Gunnars 2008). Detta då en omfattande vårblomning leder till sedimentation av stora mängder organiskt partikulärt material som skapar syrebrist på Östersjöns bottnar, vilket i sin tur leder till frisläppning av tidigare partikelbundet fosfor (se även 1.4.1).

Betydelsen av utsläppens sammansättning och tidsmässighet

Utsläppens sammansättning skiljer sig mellan de båda odlingarna, fosfors kemiska egenskaper gör att det lättare binder till partiklar än kväve (Holby & Hall 1992; Hall et al. 1992). Eftersom allt partikulärt material, enligt utsläppsmodellen (kap. 2.1.3), blir till slam i de recirkulerande systemen består utsläppen till största delen av lösta kväveföreningar. Detta påstående styrks av resultatet av en slamanalys som utfördes våren 2003 (appendix D). Följden av detta blir att utsläppen från laxodlingen till en mycket större del består av fosfor. Vidare finns anledning att tro att utsläppen från abborrodlingen är tidsmässigt heterogena. Detta eftersom vattentemperaturen är en viktig faktor för abborrens tillväxthastighet. Tillväxten är i stort sätt försumbar när vattentemperaturen understiger 15 °C (Strand pers. kom.) medan maximal tillväxt sker vid 23 °C (Melard et al. 1996). Utfodringen är därmed rimligtvis intensivare under sommarmånaderna vilket i sin tur skulle leda till utsläppsnivåer som är tidsmässigt heterogena över året med kraftigast utsläpp under sommaren. En annan följd av ökad utfodring skulle kunna vara att ett visst läckage av även partikulärt material uppstår. Ökad intensitet i utfodringen innebär nämligen att lufttillförseln till odlingen måste öka, för att en acceptabel vattenkvalitet ska upprätthållas. Ökad turbulens i vattnet betyder i sin tur minskad sedimentationshastighet för näringspartiklar och fekalier. Detta skulle kunna leda till läckage av partikulärt material genom spygatterna i kassen, vilket ytterligare skulle öka abborrodlingens eutrofierande effekt på en lokal skala (kap. 1.4.1). På molbasis utgör fosforutsläppen från de recirkulerande systemen ca 3,6 % av de totala utsläppen medan motsvarande siffra för laxodlingarna i nätkassar är 14 % (appendix A). Abborrodlingens relativt låga fosforutsläpp i Östersjön kan ses är en fördel hos detta produktionssystem om man likställer eutrofieringsproblematiken med sommarblomningens

36

omfattning. Är utsläppen signifikant högre under sommaren kan dock en sådan förenkling vara relevant.

Biologisk rening av utsläpp?

Försök med repodlade musslor inuti odlingskassarna för att tillvarata organiskt material och förbättra vattenkvaliteten genomfördes när odlingen besöktes. Effekten av detta återstår att utvärdera men metoden skulle troligtvis inte innebära minskade flöden av närsalter till omgivande vatten, trots att vattenrecirkulationen potentiellt kan öka (kap. 1.2.1). Detta eftersom partiklarna musslorna tillgodogör sig ändå skulle hamna i det tillvaratagna bottenslammet om musslorna inte var där. Mängden lösta ämnen som lämnar odlingen är oberoende vattnets omsättningstid så länge vattenomsättningen inte är så låg att utsläppen kan renas, något som skulle kräva ytterligare teknologi (kap. 1.2.1). Eutrofieringspotentialen av odlingarna skulle inte heller den påverkas nämnvärt då direkta utsläpp av löst kväve och fosfor utgör en så stor del av den totala eutrofieringen produktionssystemet potentiellt ger upphov till (fig. 4). Musslor kan inte tillgodogöra sig allt partikulärt bundet kväve och fosfor som de tar upp ur vattnet. En viss del av näringsämnena omvandlas till löst form och utsöndras åter till omgivande vatten (Svensson 2004). Risken är att denna transformation av näringsämnen från partikulär till löst form faktiskt ökar utsläppen från odlingen. En förbättrande åtgärd för att minska utflödet av kväve och fosfor från odlingen vore att flytta alla eventuella former av biologiska reningssteg utanför odlingskassarna. Makroalger måste även inkluderas för att utsläppen av lösta ämnen överhuvudtaget ska påverkas.

Betydelsen av recipientens känslighet

Fiskodlingar står bakom 25 % av totala kväveutsläpp och 75 % av totala fosforutsläpp i Norge (Statistics Norway 2008). Trots detta är problemen med övergödning ganska små eftersom vattenflödet i fjordarna gör att utsläppen späds ut och transporteras ut i Atlanten (Aure & Stigebrandt 1990). Skulle utsläppen från svenskt vattenbruk i Östersjön vara lika stora skulle Sveriges totala utsläpp av kväve och fosfor till Östersjön öka med 100 respektive 940 % (Statistics Norway 2008; Brandt et al. 2008), något som med största sannolikhet skulle ge förödande konsekvenser. Detta resonemang illustrerar en viktig poäng som möjligtvis glöms bort ibland; graden av eutrofiering beror inte bara på utsläppens magnitud utan även på recipientens känslighet. Detta är något som lyfts fram i ekosystemansatsen, ett arbetssätt som ingår i konventionen för biologisk mångfald, och beskrivs närmare i Naturvårdsverket (2007). Bland annat poängteras vikten av att anpassa tillvägagångssättet för miljöförbättrande åtgärder efter hur problemet ser ut och på vilken geografisk skala det rör, inte godtyckligt efter exempelvis kommungränser eller sektoriellt ansvar. En annan viktig del är att upprätthålla ekosystems struktur och funktion och inse att de interagerar med varandra och förser oss med värdefulla varor och tjänster. Eutrofiering i ett område som är en viktig lekplats för fisk kan exempelvis leda till minskade fiskbestånd som huvudsakligen lever på en helt annan plats och i förlängningen påverka matfisktillgången där. Inventeringar och hydrologiska undersökningar av de områden som primärt påverkas av utsläppen är därför viktigt. Försiktighetsprincipen, att vetenskaplig kunskapsbrist för vilka effekter en framtida verksamhet kan leda till i sig själv är ett motargument till genomförandet av densamma, betonas också i ekosystemansatsen vilket påvisar vikten av att vidare utreda fiskodlingens effekter på miljön före eventuell expandering. Historiskt sett har försiktighetsprincipen dock sällan tillämpats när fiskodlingars miljömässiga kostnader varit osäkra för ett visst område. Tvärtom har indikationer på fiskodlingars miljöeffekter ofta ignorerats av beslutsfattare, vilket

37

lett till en miljömässigt ohållbar expansion inom akvakultursektorn på en del platser (Weber 2003). För att ge ytterligare förslag på sätt att minimera miljöpåverkan ur eutrofieringsperspektiv måste säkrare uppskattningar av utsläppens omfattning och tidsmässiga upplösning skapas. Detta sker förslagsvis med hjälp av en näringsbudgetsmodell, liknande den som används här, där fodrets innehåll av kväve och fosfor tillsammans med det reella FCR-värdet, mängden slam som tas omhand samt mängden fisk som produceras ingår. Variationer i utsläppsnivåer under året bör undersökas genom regelbundna provtagningar. Informationen man får av detta måste utvärderas med den aktuella recipientens känslighet och ekologi som utgångspunkter.

4.1.2. Energiförbrukning En av fördelarna hos recirkulerande system som ofta lyfts fram är möjligheten att minimera, eller rent av eliminera utsläpp av näringsämnen. En fiskodling utan utsläpp är tilltalande, i synnerhet i Östersjön där eutrofiering är ett stort problem. Påståenden om recirkulerande systems miljömässiga överlägsenhet, jämfört med traditionella former av odlingar, har kritiserats hårt av miljösystemsanalytiker som menar att fördelarna med minskade utsläpp måste vägas mot negativa effekter de ger upphov till på grund av att de är mer energikrävande (Tyedmers et al. 2007; Ayer 2007 ). I en kanadensisk jämförande studie av olika former av vattenbruk dominerar det recirkulerande systemet med lägst eutrofieringspotential de övriga sex miljöpåverkanskategorierna (Ayer 2007). Abborrodlingen är det överlägset mest energikrävande produktionssystemet i den här analysen (tab 2). Användningen av energi sker dels genom direkt användning av energikällor (främst elektricitet) och dels indirekt genom förbrukningen av energi för att producera resurser odlingen kräver (främst foderingredienser). Båda dessa former av energianvändning bidrar avsevärt till den totala miljöpåverkanspotentialen inom alla miljöpåverkanskategorier utom eutrofiering (fig 4).

Direkt energianvändning

Den direkta energianvändningen under odlingsfasen står för 28 % av den totala energianvändningen inom systemet (fig. 4) och är ett nödvändigt ont för att hålla odlingens eutrofieringpotential på en godtagbar nivå. Den kan till och med behövas öka i framtiden för att ytterligare minska utsläppen (kap. 4.1.1). Energiförbrukning är i sig själv inget problem utan snarare hur energin som används är producerad. Aubin et al. (2008) lyfter fram bland val av energikällor som en viktig faktor när det gäller miljöpåverkan från olika former av vattenbruk. Detta kan påvisas i de här resultaten då energianvändningen i och med kylning och isproduktion för laxodlingen är försumbar trots att en jämförbar mängd elektricitet behövs även inom detta produktionssystem (appendix B). Orsaken är att elektricitet i Norge till 99 % produceras från vattenkraft (Bauman & Tillman 2004), en energiform där mycket små energimängder används för att producera mycket elektricitet. Eftersom energianvändningen vid bruk av elektricitet beräknas utifrån energiinnehållet i de källor den produceras av, blir energianvändningen mycket låg vid förbrukning av vattenkraftsproducerad el (kap. 2.1.1). På grund av sättet energi produceras i Sverige är kylning och isproduktion dock en relativt energikrävande del av livscykeln för abborrodlingen som, tillsammans med den direkta energianvändningen under odlingsfasen, ger signifikant bidrag till miljöpåverkanskategorin bildning av fotooxidanter (fig. 4). En miljömässig förbättring vore således att använda elektricitet producerad från förnyelsebara källor.

38

Indirekt energianvändning

Skillnaderna i indirekt energiintensitet mellan produktionssystemen kan härledas till abborrfodrets höga fiskmjölsinnehåll, skillnaderna i FCR-värde och abborrens låga filéutbytet (kap. 4.3.1). Den indirekta energianvändningen inom abborrodlingen utgörs främst av energiinnehållet i dieseln som förbränns under industrifiekt (fig. 4). Energiinnehållet i denna diesel är över 20 % högre än den totala energianvändningen inom hela produktionssystemet för insjöfiskad fisk (appendix B) och betydligt högre än motsvarande mängd för laxodlingen. En minskning av fodrets innehåll av fiskmjöl skulle därför minska energiförbrukningen avsevärt. Minskad indirekt energianvändning i form av minskat industrifiske skulle också innebära stora minskningar i miljöpåverkanspotential miljöpåverkanskategorierna abiotisk resursanvändning, global uppvärmning och försurning (fig. 4). Om förändringar i abborrfodrets sammansättning är möjlig utan att abborrarnas tillväxthastighet och hälsa påverkas nämnvärt är en fråga som ligger utanför syftet med den här studien, det är dock något som bör undersökas i framtiden eftersom det skulle vara en stor miljömässig förbättringsåtgärd.

4.2. Förslag på miljöförbättrande åtgärder - insjöf iske

4.2.3. Transporter Den del av fångsten som transporteras till Västerås för att säljas lokalt är certifierad med märkningen ”Närfiskat”. Bakom initiativet står fiskbranschen som via hemsidan narfiskat.se förklarar att märkningen har tagits fram för att ”förbättra informationen till konsumenten”. Vidare påstås det på hemsidan att de certifierade produkterna är ”bra för miljön eftersom de sparar transporter”. Enligt de här resultaten är det motsatta sant, då de långa transporterna med lastbil ger lägre miljöpåverkanspotential i fem av de sex miljöpåverkanskategorierna (tab. 4). Ur miljösynpunkt vore det, enligt den här analysen, därför fördelaktigt att istället transportera den miljömärkta delen av fångsten med lastbil till Göteborg.

4.2.2. Val av energikällor Användning av elektricitet under kylning och isproduktion utgör drygt 60 % av systemets totala energianvändning. En övergång till en större andel förnyelsebar elektricitet skulle minska den totala miljöpåverkanspotentialen, främst i kategorin global uppvärmning.

4.3. Kommentarer om miljösystemanalysen

4.3.1. Vikten av skillnader i filéutbyte I ovanstående diskussion framgår det ett flertal gånger att skillnaden i filéutbyte mellan de olika fiskarterna har en inverkan på resultatet. Av tabell 5 nedan framgår det att mängden fiskfilé som fås av en given mängd rundfisk varierar avsevärt. Skillnaderna beror på fiskarnas morfologi. Ål har en kvot på nära 1 eftersom i stort sett hela fisken äts. Abborren, vars form har liknats vid en golfbolls (Vidlund pers. kom.), ger sämst utbyte av alla arter som ingår i den här analysen. Eftersom alla resultat uttrycks per kg fiskfilé är detta en viktig parameter. Valet av den funktionella enheten är trots skillnaderna i filéutbyte motiverad eftersom det trots allt är mat som ska produceras och inte fiskbiomassa. Inga uppgifter finns för om, och i så fall hur, fiskrenset tas till vara på för produktionssystemen för odlad fisk. Därför sker ingen allokering av miljöpåverkan till överblivet fiskrens. Fiskrens från produktionssystemet för insjöfiskad fisk återförs till naturen då det placeras på öar i Mälaren enligt gällande

39

bestämmelser (Vidlund pers. kom.). Det är heller inte klarlagt var laxen och abborren filéas. Fisken antas därför transporteras hel, liktydigt med insjöfiskad fisk som transporteras till Göteborg (Vidlund pers. kom.). Produktionssystem Fiskart Fiskfilé/rundfisk (kg) Abborrodling Abborre 0,325 Laxodling Lax 0,435 Insjöfiske se tabell 1 0,467 (medelvärde)

4.3.2. Allokering av miljöpåverkan mellan foderingr edienser Utbytet av fiskmjöl och fiskolja från industrifisk är osäkert, speciellt när det gäller det senare. Säkert är att det går åt en större mängd fisk för att framställa en given mängd olja än vad det gör för att tillverka fiskmjöl (Tyedmers 2000; Davenport et al 2003; Ellingsen & Aanondsen 2006; Boyd et al 2007). Abborrfodret innehåller dock en så stor andel fiskmjöl att det är den ingrediensen som tveklöst är den styrande faktorn för hur mycket foderfisk som behövs. En minskning i halten av fiskolja skulle alltså inte minska mängden fisk som behöver fiskas upp för att tillverka fodret, dock skulle det bli mer fiskolja över för annan eventuell användning. Detta faktum presenterar ett intressant allokeringsproblem. Man kan tänka sig att kreditera abborrodlings-systemet för fiskoljan som oundvikligen blir över efter det att en tillräcklig mängd fiskmjöl har producerats från industrifisket genom någon form av allokering av miljöpåverkan till den överblivna fiskoljan (ISO 1997). Detta är något som sällan görs i liknande studier, rådande metodik för att uppskatta mängden foderfisk som behövs görs på basis av fiskmjölshalten i fodret. Anledningen till varför det är så kanske är att fiskolja traditionellt sett har setts som en biprodukt till fiskmjöl som har varit den begränsande ingrediensen i fiskfoder. Det finns dock tecken på att istället fiskolja kommer att ta över den rollen i framtiden (Boyd et al. 2007). Motargumentet till allokering är att den överblivna fiskoljan från fodertillverkningen knappast leder till en reell minskning av industrifisket som föder en kraftigt ökande efterfrågan (Ziegler pers. kom.), något som motiverar varför någon allokering inte har gjorts i den här analysen.

4.3.3. Studiens begränsningar Ovanstående resultatkapitel är ett bra exempel på LCA-metodikens styrka i att omvandla stora datamängder till ett mer överblickligt format. Självklart förloras information på vägen när en mängd flöden och emissioner aggregeras till ett absolut värde för varje miljöpåverkanskategori, därför bifogas även dataunderlaget i appendix A - C. Vissa typer av miljöpåverkan i den här studien kan ses som viktigare än andra när det gäller matfiskproduktion. Exempelvis brukar eutrofiering lyftas fram som ett större problem än bildandet av fotokemiska oxidanter för de allra flesta former av vattenbruk. Någon viktning av resultaten har dock inte gjorts med motivationen att det medföra onödig subjektivitet i analysen. Antaganden och förenklingar som gjorts under arbetets gång är likartade för alla system, detta för att felkällor beroende av metodologiska ska minimeras, när jämförelser mellan dessa produktionssystem görs. Trots detta är bedömningar av miljöpåverkan och jämförelser mellan system problematiska av andra anledningar.

Tabell 5. Skillnader i filéutbyte mellan olika fiskarter. Värdet för insjöfiske baseras på ett flertal arter och statistik över deras relativa fångstfrekvens (Vidlund pers. kom.).

40

Det mest uppenbara är att de miljöpåverkanskategorier som ingår i studien sätter gränsen för vilka former av miljöpåverkan som fångas upp. Idealt vore att inkludera alla tänkbara former av miljöpåverkan genom att ha med ett mycket stort antal kategorier. I den här analysen skulle det innebära att nya kategorier skulle behöva konstrueras för att fånga upp exempelvis populationsgenetiska effekter av fiskodling, dessa och ett antal ytterligare potentiella problem diskuteras i kapitel 4.5. Andra former av miljöpåverkan finns det förvisso miljöpåverkanskategorier för, men brister i dataunderlaget medför att dessa tyvärr måste utelämnas. Exempelvis kan man argumentera för att användningen av biologiska resurser (i form av foderfisk) är allvarligare ur miljösynpunkt än användningen av abiotiska sådana. Dataunderlagets utformning gör det dock svårt att på ett bra sätt kvantifiera biologisk resursanvändning inom ramen för tillgängliga miljöpåverkanskategorier. Under karaktäriseringsfasen i LCA-sammanhang omvandlas kvantitativa data av energi- och materiaflöden in och ut ur systemet till mått på vilken potentiell miljöpåverkan dessa ger upphov till (kap. 1.5.1). Denna aggregering av information är en styrka hos metoden då resultatet annars, i många fall, skulle vara mycket svårtillgängligt. Baksidan av myntet är att alla utsläpp antas ha samma effekt oberoende av var (och när) de släpps ut. Magnituden av den faktiska miljöpåverkan ofta är mer komplex att fastställa och direkta jämförelser av olika produktionssystems miljöpåverkanspotential kan vara missvisande.

4.5. Övriga miljöeffekter Många av de problem som produktion av matfisk potentiellt ger upphov till (kap. 1.4) behandlas inte i miljösystemanalysen. Detta beror främst på att det saknas bra sätt att kvantifiera och karaktärisera dem. Nedan följer en diskussion angående former av miljöpåverkan som faller utanför de miljöpåverkanskategorier som ingår i den här analysen. Dessa är viktiga att ta hänsyn till och utreda vidare innan respektive produktionssystems ekologiska hållbarhet kan bestämmas.

4.5.1. Användning av marina biologiska resurser Intensivt vattenbruk kritiseras ofta eftersom det är en verksamhet som är relativt krävande vad gäller användningen av marina biologiska resurser (Weber 2003; Goldburg & Naylor 2005; Naylor et al 2000). Man kan argumentera att en odling som konsumerar mer fisk än vad den producerar per definition minskar den globala nettoproduktionen av fisk (Boyd et al. 2007). Förespråkare för intensivt vattenbruk hävdar dock ofta motsatsen. De argumenterar ur ett effektivitetsperspektiv och menar att en fiskodling är ett effektivare sett att producera fisk än genom traditionellt fiske. Detta eftersom vild fisk sannolikt behöver konsumera en större mängd biomassa längre ner i födoväven, för att uppnå försäljningsbar storlek än odlad fisk (Hardy 2001). Denna hypotes är dåligt testad men rimlig eftersom odlad fisks skyddande miljö borde göra att en större del av energin från födan kan läggas på fiskens tillväxt (Goldburg & Naylor 2005). Att fiskodlingar på grund av detta är ett mer energieffektivt sätt att producera mat på jämfört med traditionellt fiske är dock en mycket tveksam slutsats av flera anledningar vilket beskrivs i Tyedmers et al. (2007). För det första innehåller fiskfoder, utöver marina biologiska resurser, även andra ingredienser som den odlade fisken får energi av, vilket rent logiskt innebär ett minskat beroende av dess naturliga födokällor. Vidare måste man även ta hänsyn till olika former av industriell energi (olja, elektricitet etc.) som behövs under hela processen. Även om man lyckas optimera en odling så att fisken kan omvandla energin i fodret effektivare än vild fisk gör går det åt en betydande mängd industriell energi för att framställa fodret, något som visas tydligt i de här resultaten.

41

Bortser man inflöden av industriell energi för ett produktionssystem, är paralleller mellan mängd konsumerad fiskbiomassa och energieffektivitet är en kraftig förenkling av verkligheten om man inte undersöker eventuella skillnader i vilken trofisk nivå energin i födan kommer ifrån. All energi den odlade fisken har konsumerat under sin livstid kan härledas till solenergi fotosyntetiserande organismer har utnyttjat för att omvandla koldioxid till energirika kolhydrater. Denna kemiska energi överförs till organismer högre upp i näringsväven genom födan och driver i stort sett alla marina ekosystem på jorden. Vid varje energiöverföring förloras energi genom respiration medan en mindre del används för tillväxt. Hur mycket av energin som överförs från en trofisk nivå till en annan i marina ekosystem är dåligt undersökt men man brukar anta att det rör sig om ca 10 % (Naylor et al. 2000; Tyedmers et al. 2007). Att uttala sig om ett fiskproduktionssystems energieffektivitet endast utifrån mängden biomassa som har konsumerats i processen är därför helt irrelevant om man inte tar hänsyn hur högt upp i näringsväven födan tas ifrån. Tyedmers (2000) visade att foderfisken i laxfoder i genomsnitt tillhörde samma eller en högre trofisk nivå än den fisk vilda laxar äter. Detta resonemang ligger till grund för en relativt ny miljöpåverkanskategori (kap 1.5.2) som har använts för att behandla biotisk resursanvändning i LCA-analyser av vattenbruk (Papatryphon et al. 2004; Aubin et al. 2006; Pelltier & Tyedmers 2007; Aubin et al. 2008). Den ger ett kvantitativt mått på mängden kol, ”NPPU” (netto primärproduktionsanvändning, fritt översatt), som har behövts fixeras genom fotosyntes för att framställa en produkt. Tyvärr har inte denna miljöpåverkanskategori kunnat inkluderas i analysen på grund av bristfällig information rörande ”medeltrofinivån” i abborrars naturliga diet. För att producera ett kg abborrfilé krävs det enligt den här analysen 13,5 kg foderfisk, motsvarande siffra för laxfilé är 3,8 kg (appendix B), detta innebär att FCR-värdet för abborrodlingen skulle behöva vara ca 0,4 för att förbruka lika mycket industrifisk som laxodlingen gör, något som måste ses som högst osannolikt då FCR-värden för intensivt vattenbruk typiskt varierar mellan 1-2,2 (Naylor et al. 2000; Weber 2003; Boyd et al. 2007). Abborren som odlas kommer dessutom från vilda bestånd så någon produktionshöjande avel har inte kunnat göras. Mängden foderfisk som behöver fiskas upp för att producera abborre genom odling är därför sannolikt väldigt hög jämfört med odling av andra arter. Med bakgrund av de potentiella ekologiska effekter industrifisket orsakar (kap 1.4.1), måste detta ses som ett problem, hur det än är med effektiviteten med vilken energin i fodret omsätts till biomassa hos den odlade fisken.

4.5.2. Effekter av förrymd fisk och sjukdomsspridni ng År 2005 rapporterades över 730 000 laxfiskar rymma från norska fiskodlingar (Torrissen 2006), den verkliga siffran är troligtvis många gånger högre då 0,5-1,6 % av den odlade laxen antas rymma vilket skulle innebära 0,5-2 miljoner rymlingar (Verspoor et al. 2007). Dessa fiskars genetiska uppsättning är starkt påverkade av avel och skiljer sig avsevärt från den hos vilda laxar (Verspoor et al. 2007). Både direkta och indirekta genetiska effekter (kap. 1.4.1) har påvisats i norge till följd av att förrymd odlad lax beblandar sig med vilda fiskpopulationer (Verspoor et al. 2007). Sjukdomsspridning från odlad lax till vilda bestånd är ett gigantiskt problem i Norge (Lövin 2007). Laxlusen (Lepeoptheirus salmonis) är den mest omtalade parasiten och bedöms utgöra det största miljömässiga hotet från norska laxodlingar (Torrissen 2006). Laxodlingars spridning av laxlusen har föreslagits som en av anledningarna bakom de minskade vilda laxbestånden i längs Norges kust (Skilbrei 2004).

42

Sjukdomsspridning eller populationsgenetiska effekter från abborrodlingen är högst osannolik i nuläget beroende på verksamhetens småskalighet. Ska det ske någon större expansion bör dock dessa risker utvärderas. Den genetiska differentieringen mellan olika abborrbestånd är inte välundersökt. Det har dock påvisats att sjöar kan innehålla olika metapopulationer av abborrar som är genetiskt skiljda (Olsson 2006; Bergek & Björklund 2007). Om till och med abborrar inom en och samma sjö är genetiskt skiljda bör det även finnas en genetisk differentiering mellan abborrar i Hjälmaren (varifrån ynglen tas) och Östersjön. De genetiska riskerna av förrymd fisk bör därför noga övervägas innan rymningar sker. Även om de genetiska skillnaderna mellan den odlade fisken och den vilda populationen i Östersjön är små måste man väga in den selektion som, mer eller minde medvetet, sker under produktionssystemets livscykel. Under yngeluppfödningen missgynnas exempelvis individer som uppvisar tendenser av kannibalism (Öberg 2008), en egenskap som rimligtvis är gynnsam för vilda abborrar. Även ur ett produktionshöjande syfte kan det vara intressant att undersöka abborrens genetiska egenskaper. Abborrar i Hjälmaren kan mycket väl vara genetisk anpassade för ett liv i sötvatten, för att öka produktionen i odlingen skulle det i så fall vara bättre att använda yngel som är anpassade för ett liv i saltare vatten.

4.5.3. Fångstsammansättning inom insjöfisket Beståndsstatus för de arter man fångar är kanske den mest självklara aspekten att ta hänsyn till när man ska miljöbedöma fiskemetoder. Som beskrivet i kapitel 1.4.2 gör ålens speciella livscykel förvaltningen svår samtidigts som det krävs en snabb och samordnad insats mellan många europeiska länder för att arten ska räddas. Internationella havsforskningsrådet (ICES) har rekomenderat totalt fiskstopp på ål sedan 2003 på grund av att den är akut utrotningshotad (Lövin 2007). Vilken påverkan insjöfiskets fångster av ål har på beståndet måste därför vägas in i en fullständig miljöpåverkansbedömning. I en sådan bedömning måste både fångsternas omfattning och ålens utvandringsmöjligheter från det aktuella området vägas in. Insjöfiskets eventuella bidrag till siklöjans beståndsminskningar (kap. 1.4.2) bör också ingå.

4.3. Slutsatser • Miljösystemanalysen visar på att det finns stora skillnader i vilken

miljöpåverkanspotential de olika produktionssystemen orsakar. Fiskodlingarna ger högre miljöpåverkanspotential, främst beroende på produktionen av foderingredienser.

• Abborrfodret innehåller en mycket hög andel fiskmjöl. Fisket efter industrifisk är en viktig orsak bakom abborrodlingens relativt höga miljöpåverkanspotential.

• En minskning av andelen fiskmjöl i abborrfodret skulle, tillsammans med en övergång mot att använda elektricitet producerad från förnyelsebara källor, innebära en stor förbättring.

• Eutrofieringspotentialen för de två fiskodlingarna är likvärdig. Abborrodlingens geografiska placering i ett känsligt innanhav där övergödning redan är ett stort problem talar för att ökad rening av utsläppen, trots ökad energianvändning, är nödvändig.

• Genetiska egenskaper hos den odlade abborren bör undersökas. Detta är viktigt ur miljösynpunkt om odlingen ska expandera eftersom man då kan räkna med att ett betydande antal fiskar kommer att rymma från odlingen. Abborrarnas genetik kan även vara intressant att undersöka i ett produktionshöjande syfte. Detta eftersom odlingsmiljön och miljön som abborrynglen kommer ifrån skiljer sig avsevärt från varandra.

43

• För att göra en fullständig miljöbedömning av respektive produktionssystem måste, utöver resultatet av miljösystemanalysen, ett antal andra former av miljöpåverkan vägas in. Exempel på sådana är; förrymda laxars påverkan på vilda fiskbestånd och insjöfiskets påverkan på hotade fiskbestånd.

5. Referenser 2003/44/EC (2003) Directive amending directive 1994/25/EC relating to recreational craft. EU direktiv. Alanärä, A & Andersson, T. (2000). Kriterier för lokalisering av vatten lämpliga för fiskodling. Vattenbruksinstitutionen, SLU. Rapport 26. Umeå. Aubin, J., Papatryphon, E., van der Werf, H.M.G., Chatziforis, S. (in press). Assessment of the environmental impact of carnivorous finfish production systems using life cycle assessment. Journal of Cleaner Production (2008), doi:10.1016/j.jclepro.2008.08.008 Aubin, J., Papatryphon, E., van der Werf, H.M.G., Petit, J., Morvan, Y.M. (2006). Characterisation of the environmental impact of a turbot (Scophthalmus maximus) re-circulating production system using Life Cycle Assessment. Aquaculture 261:1259-1268. Aure, J. & Stigebrandt, A. (1990). Quantitative estimates of the eutrophication effects of fish farming on fjords. Aquaculture 90:135-156. Ayer N.W. (2007). The biophysical costs of technology: assessing the environmental impacts of alternative salmonid culture systems in Canada using Life Cycle Assessment. Master thesis. Dalhousie University. Halifax, Nova Scotia. Bauman,H. & Tillman, A-M. (2004) The Hitch Hiker’s Guide to LCA. An orientation in life cycle assessment methodology and application. Studentliteratur. Lund. Bergek, S. & Björklund, M. (2007). Cryptic barriers to dispersal within a lake allow genetic differentiation of Eurasian perch. Evolution 61-8:2035-2041. Blomqvist, S. & Gunnars, A. (2008). Räddningsplan för Östersjön. Kemivärden Biotech med Kemisk Tidskrift. Nr 4. April 2008. Boyd, C.E., Tucker, C., Mcnevin, A., Bostick, K., Clay, J. (2007). Indicators of Resource Use Efficiency and Environmental Performance in Fish and Crustacean Aquaculture. Reviews in Fisheries Science 15:327-360. Brandt, M., Ejhed, H., Rapp, L. (2008). Näringsbelastningen på Östersjön och Västerhavet 2006. Naturvårdsveket rapport 5815. Chester, R. (2003). Marine Geochemistry 2nd ed. Blackwell Science Ltd. Malden, USA. CPM. CPM LCA database. Tillgänglig på internet: www.cpm.chalmers.se/cpmdatabase Danafeed (2007). Green account 2007. Danafeed A/S, Horsens, Danmark.

44

Davenport, J., Black, K., Burnell, G., Cross, T., Culltoy, S., Ekaratne, S., Furness, B., Mulcahy, M., Thetmeyer, H. Aquaculture: the ecological issue. Ecological Issues Series. British Ecological Society. Blackwell Science, Oxford, Storbritannien. Ellingsen, H. & Aanondson, S-A. (2006). Environmental Impacts of Wild Caught Cod and Farmed Salmon – A Comparison with Chicken. Int J LCA 1:60-65. FAO (2006). The state of world aquaculture. Food and agriculture organization of the United Nations. Rom. FAO (2007). The state of world fisheries and aquaculture. Food and agriculture organization of the United Nations. Rom. FAO (2007b). Comparative assessment of the environmental costs of aquaculture and other food production sectors. FAO/WFT Expert Workshop, 24-28 April. Vancouver Canada. Fiskeridirektoratet (2008). Statistikk – Forelöpig statistikk for akvakultur 2007. Fiskeridirektoratet, Bergen, Norge. Fiskeriverket.se. Information om vattenbruk på fiskeriverkets hemsida: http://www.fiskeriverket.se/vanstermeny/vattenbruk.4.1e93312510e313daf128000109.html Fiskeriverket (2003). Fakta om Svenskt fiske och fiskkonsumtion. Statistik till och med 2002. Tillgänglig på fiskeriverkets hemsida: www.fiskeriverket.se Fiskeriverket (2005). Situationen beträffande arbetet med att minska skador och bifångster av säl och skarv. Fiskeriverket. Fiskeriverket (2006). Fakta om svenskt fiske. Statistik till och med 2005. Tillgänglig på fiskeriverkets hemsida: www.fiskeriverket.se Fiskeriverket (2008). Fritidsfiske och fritidsbaserad verksamhet. Tillgänglig på fiskeriverkets hemsida: www.fiskeriverket.se van Ginneken, V.J.T. & Maes, G.E. (2006). The European eel (Anguilla anguilla, Linnaeus) its lifecycle, evolution and reproduction: a literature review. Rev Fish Biol Fisheries. (2005) 15:367-398. Goldburg, R. & Naylor, R. (2005). Future seascapes, fishing, and fish farming. Front Ecol Environ 3:21-28. Grönroos, J., Seppälä, J., Silvenius, F., Mäkinen, T. (2006). Life cycle assessment of Finish cultivated rainbow trout. Boreal environment research 11:401-414. Guinée, J.B. (2002). Handbook on Life Cycle Assessment: Operational Guide to the ISO Standards. Kluwer Academic Publishers. Dordrecht, Nederländerna. Gustansson, T. & Johansson, B. (2000). Kustfiskebefolkningens ekonomi. Fiskeriverket rapport, 2000:1.

45

Hagberg, J. (2005). Faktablad: Gadus morhua – torsk. Artdatabanken, SLU. (2006). Hall, P.O.J., Holby, O., Kollberg, S., Samuelsson, M-O. (1992). Chemical fluxes and mass balances in a marine farm. IV. Nitrogen. Mar. Ecol. Prog. Ser. 89:81-91. Hardy, R.W. (2001). Urban legends and fish nutrition, part 2. Aquaculture 27:57-60. Havet.nu (2008). Hemsidan www.havet.nu. Överfiske: http://www.havet.nu/?d=33 Holby, O. & Hall P.O.J. (1991). Chemical fluxes and mass balances in a marine fish cage farm. II. Phosphorus. Mar. Ecol. Prog. Ser. 70:263-272. Hutchings, J.A. & Fraser, D.J. (2007). The nature of fisheries- and farming-induced evolution. Moleular Ecology. 17:294-313. ICES (2008). Eel stocks dangerously close to collapse. Tillgänglig på internet: www.ices.dk/marineworld/eel.asp. ISO (1997) ISO standard 14040-14043. Jones, J.B. (1992). Environmental impact of trawling on the seabed: a review. New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research. 26:59-67. Jonsson, B. & Jonsson, N. (2006). Cultured Atlantic salmon in nature: a review of their ecology and intreaction with wild fish. ICES Journal of Marine Science. 63:1162-1181. Kelleher, K. (2005). Discards in the world’s marine fisheries - An update. FAO fisheries technical paper 470. Rom. Krueger, C.C. & May, B. (1991). Ecological and Genetic Effects of Salmoniod Introductions in North America. Can. J. Aquat. Sci. 48:66-77. Larsson, U. (1997). Kväve-fosfor debatten. I Östersjörapporten Östersjö’96. Stockholms Marina Forskningscentrum. LCAfood.dk. LCA Food Database. Tillgänglig på internet: www.lcafood.dk Limburg, K.E., Wickström, H., Svedäng, H., Elfman, M., Kristiansson, P. (2003). Do Stocked Freshwater Eels Migrate? Evidence from the Baltic Suggests ”Yes” American Fisheries Society Symposium 33:275-284. Lindquist, A., Ackefors, H., Hansson, S., Järvi, T., Alriksson, A. (2004). Fiskar och fiske i Sverige. Publikation från KSLA. Tillgänglig på internet: http://www.ksla.se/sv/retrieve_file.asp?n=320 Ljunggren, L., Sandström, A., Johansson, G., Sundblad, G., Karås, P. (2005). Rekryteringsproblem hos Östersjöns kustfiskbestånd. Fiskeriverkets Kustlaboratorium. Lövin, I. (2007). Tyst hav – Jakten på den sista matfisken. Ordfront Förlag, Stockholm.

46

Mann, K.H. (2000). Ecology of Coastal Waters: With implications for Management. 2nd ed. Blackwell Science, Ltd. Abington, England. Maroni, K. (2000). Monitoring and regulation of marine aquaculture in Norway. J. Appl. Ichthyol. 16:192-195. Mason, C. (2002). Biology of Freshwater Pollution 4th ed. Pearson Education Limited, Harlow, England. Melard, C., Kestemont, P., Grignard, J.C. (1996). Intensive culture of juvenile and adult Eurasian perch (P-fluviatilis): Effect of major biotic and abiotic factors on growth. Journal of applied Ichthyology. 12:175-180. Mente, E., Pierce, G.J., Santos, M.B., Neofitou, C. (2006). Effect of feed and feeding in the culture of salmonids on the marine aquatic environment: a synthesis for European aquaculture. Aquacult Int 14:499-522. Naturvårdsverket (2007). Ekosystemansatsen – en väg mot bevarande och hållbart nyttjande av naturresurser. Rapport 5782. Naylor, R.L., Goldburg, R.J., Primavera, J.H., Kautsky, N., Beveridge, M.C.M., Clay, J., Folke, C., Lubchenco J., Mooney, H., Troell, M. (2000). Effect of aquaculture on world fish supplies. Nature 45:1017-1024. Nilsson, J. (2000). Genetiska risker med odlad fisk för naturliga bestånd. Rapport 28. Vattenbruksinstitutionen, SLU, Umeå. Nordiska ministerrådet. (2008). Bästa tillgängliga teknik (BAT) för fiskodling i Norden. TemaNord 2008:545. NTM. Nätverket för Transporter och Miljön. http://www.ntm.a.se/index.asp Nyman, L. (1991). Faktablad: Acipenser oxyrinchus – amerikansk stör (stör). Artdatabanken, SLU. (2005). Olsgard, F., Schaanning, M., Widdicombe, S., Kendall, M.A., Austen, M.C. (2008). Effects of bottom trawling on ecosystem functioning. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology. 366:123-133. Olsson, J. (2006). Interplay Between Environment and Genes on Morphological Variation in Perch – Implications for Resource Polymorphisms. Doktorsavhandling. Uppsala Universitet, Uppsala. Papatryphon, E., Petit, J., Sadasivam, J.K., van der Werf, H.M.G. (2004). Environmental Impact Assessment of Salmonoid Feeds Using Life Cycle Assessment (LCA). Ambio 33:316-323. Pauly, D., Christensen, V., Gunette, S., Pitcher, T.J., Sumalia, U.R., Walters, C.J., Watson, R., Zeller, D. (2002). Towards Sustainability in world fisheries. Nature 414:689-695.

47

Pelletier, N.L., Ayer, N.W., Tyedmers, P.H., Kruse, S.A., Flysjo, A., Robillard, G., Ziegler, F., Scholz, A.J., Sonesson, U. (2007). Impact Categories for Life Cylce Assessment Research of Seafood Production Systems: Review and Prospectus. Int J LCA 12:414-421. Pelletier, N. & Tyedmers, P. (2007). Feeding farmed salmon: Is organic better? Aquaculture 272:399-416. Regeringsproposition (2003) 2003/04:51 Kust- och insjöfiske samt vattenbruk. Rydh, C.J., Lindahl, M., Tingström, J. (2002). Livscykelanalys – en metod för miljöbedömning av produkter och tjänster. Studentlitteratur, Lund. SAMS (2002). Review and synthesis of the environmental impacts of aquaculture. Scottish Executice Central Research Unit. Skilbrei, O. (2004). Negative virkninger av lakselus på laks i havet. Havbruksrapport 2004. Havsforskningsinstituttet, Bergen, Norge. SLB. (1997). Fritidsbåtarnas utsläpp av luftföroreningar I Stockholms stad och län. Stockholms Luft- och bulleranalys, Stockholm. Sonesson U (2007): Impact Categories for Life Cycle Assessment Research of Seafood Production Systems: Review and Prospectus SPINE. CPM LCA database. Tillgänglig på internet: www.cpm.chalmers.se/cpmdatabase Statistics Norway (2008). Aquaculture 2006. Official statistics of Norway D 401. Statistics Norway, Oslo, Norge.. Stripple, H. (1995). Livscykelanalys av väg. IVL rapport för Vägverket. Svensson, J. (2004). Gullmaren i en numerisk, ekologisk model. Rapport till Länsstyrelsen Västra Götaland. Tacon, A.G.J. & Metian, M. (2008). Global overview on the use of fish meal and fish oil in industrially compounded aquafeeds: Trends and future prospects. Aquaculture 285:146-158. Tamminen, T. & Andersen, T. (2007). Seasonal phytoplankton nutrient limitation patterns as revealed by bioassays over Baltic Sea gradients of salinity and eutrophication. Mar. Ecol. Prog. Ser. 340:121-138. Thrane, M. (2006). LCA of Danish Fish Products New methods and insights. Int J LCA 11:66-74. Torrissen, O. (2006). Norwegian aquaculture: Status report for 2006. Havbruksrapport 2006. Havsforskningsinstituttet, Bergen, Norge. Troell, M., Tyedmers, P., Kautsky, N., Rönnbäck, P. (2004). Aquaculture and Energy Use. Encyclopedia of Energy 1:97-108.

48

Tyedmers, P. (2000). Salmon and Sustainability: The biophysical cost of producing salmon through the commercial salmon fishery and the intensive salmon culture industry. Doktorsavhandling. The University of British Columbia. Vancouver. Tyedmers, P. & Pelletier, N. (2007). Biophysical accounting in aquaculture: insights from current practice and the need for methodological development. In D.M. Bartley, C. Brugere, D. Soto, P. Gerber and B. Harvey (eds). Comparative assessment of the environmental costs of aquaculture and other food production sectors: methods for meaningful comparisons. FAO/WTF Expert Workshop. 24-28 April 2006, Vancouver, Canada. FAO Fisheries Proceedings. No 10. Rome, FAO. 2007. pp. 229-241. Tyedmers, P., Pelletier, N., Ayer, N. Biophysical sustainability and approaches to marine aquaculture development policy the United States. A report to the marine aquaculture task force. School for Resource and Environmental Studies, Dalhousie University, Utter, F. & Epifanio, J. (2002). Marine aquaulture: Genetic potentialities and pitfalls. Reviews in Fish Biology anf Fisheries. 12:59-77. Verspoor, E., Olesen, I., Benstsen, H.B., Glover, K., McGinnity, P., Norris, A. (2007). Atlantic salmon – Salmo salar. In Sväsand, T., Crosetti, D., Garcia-Vazques, E., Verspoor, E. (lead editors) Genetic impact of aquaculture activities on native populations. 6th Framework plan of the European Commission. Final scientific report, 2007. Wackernagel, M. & Rees, W. (1996). Our Ecological Footprint – Reducing Human Impact on the Earth. New Society Publishers, Gabriola Island, BC, Canada. Weber, M.L. (2003). What price farmed fish: A review of the environmental & social costs of farming carnivorous fish. Sea Web Aquaculture Clearinghouse. Westin, L. (2003). Migration failure in stocked eels Anguilla anguilla. Mar Ecol Prog Ser 254:307-311. Wichardt, U. (2000). Fiskodlingens sjukdomar och dess inverkan på vild fisk. Rapport 22, Vattenbruksinstitutionen, SLU, Umeå. Wickström, H. (2005). Faktablad: Anguilla anguilla – ål. Artdatabanken, SLU. (2006). Ziegler, F., & Hansson, P.H. (2002). Emissions from fuel combustion in Swedish cod fishery. Journal of Cleaner Production 11:303-314. Ziegler, F. & Nilsson, P. (opubl.). Environmental Life Cycle Assessment (LCA): A new perspective on resource use and environmental impact of fisheries. To be submitted. Ziegler, F., Nilsson, P., Mattsson, B., Walter, Y. (2002). Life Cycle Assessment of Frozen Cod Fillets Including Fishery-Specific Environmental Impacts. Int J LCA 8:39-47. Öberg, O (2008) ABBORÖS FAS 1. Department of Land and Water Resources Engineering, Royal Institute of Technology (KTH), Stockholm.

49

5.1. Personlig kommunikation Alanärä, A. (2008). Anders Alanärä. Fakulteten för skogvetenskap, SLU, Umeå. Jessen, P.B. (2008). Peter Bell Jessen, Biomar A/S. Larsen, A.V. (2008) Arne Vilmar Larsen, Biomar A/S Nyberg, P. (2008). Per Nyberg. Sötvattenlaboratoriet, fiskeriverket, Örebro. Strand, Å. (2008). Åsa Strand. Fakulteten för skogvetenskap, SLU, Umeå. Vidlund, P. (2008). Per Vidlund. Yrkesfiskare, Ängsö Fisk, Västerås. Vidlundb, A. (2008) Andreas Vidlund. Yrkesfiskare, Ängsö Fisk, Västerås. Ziegler, F. (2008). Friederike Ziegler. SIK, Göteborg. Öberg, O. (2008). Ola Öberg. Mark- och vattenteknik, KTH, Stockholm.

6. Definitioner Abundans Vanlighet. (antalsmässigt) Antropogen Av människan påverkad/orsakad. Bentisk Bottenlevande. COD Chemical oxygen demand. Enhet för att

kvantifiera syreförbrukning vid nedbrytning av organiskt material.

Detrivor Djur som lever av dött organiskt material (=detritus).

Effektiv Populationsstorlek Begrepp inom populationsgenetiken. Beräknas utifrån antal individer och könsfördelningen inom en population.

Epifyt Växt som lever på ytan av en annan växt. Begreppet används här också för alger.

Evolutionspotential Förmåga för en population att svara på förändringar. Högre för en population med hög genetisk variation.

Fitness En individs (genotyps) förmåga att producera fertil avkomma.

Gen DNA-sekvens som är kodar för ett protein i levande organismer.

Genetisk drift Ackumulering av förändringar i en populations genpool som är orsakade av slumpen.

Genotyp En individs genetiska uppsättning. Genpool Alla gener i en population. Herbivor Växtätande. Inavelsdepression Försämrad fitness i en population orsakad av

inavel. Invasionsart Art som introducerats av människan till en

50

ny miljö där den orsakar skada. Katadrom Fisk som föds och fortplantar sig i saltvatten

men under sin livstid lever i sötvatten. Littoral De grundare delarna av havsbotten. Makrofyt Större vattenväxt eller alg. Lever i littoralen. Metapopulation Lokal population med begränsat genflöde till

andra metapopulationer av samma art. Mol Storhet som beskriver mängd av en substans

med avseende på antal atomer/molekyler. 1 mol = 6,022 * 1023 st.

Nisch Hur en art eller population lever. Kan beskrivas med många biologiska och abiotiska parameterar.

Population En grupp individer av samma art inom ett visst område med förmåga att fortplanta sig med varandra. Kan bestå av flera metapopulationer.

Smoltifiering Fysiologisk förändring hos laxfiskar som gör att de kan vandra ut i havet och leva i saltvatten.

Sub-letala effekter Effekter som orsakas av koncentrationer av gifter som inte är dödliga för en individ. Exempelvis effekter som stör fortplantning eller tillväxt.

Trofinivå Den nivå i näringskedjan en art får sin energi ifrån. Herbivorer och detrivorer tillhör olika trofiska nivåer.

Utavelsdepression Uppträder när avkomman från individer från skiljda populationer har lägre fitness än avkomman från individer som tillhör samma population.

51

Appendix A. Resultat efter klassificering

52

53

54

Appendix B. Resultat efter inventering

55

56

57

Appendix C. Bakgrundsdata

58

59

60

61

62

Appendix D. Slammet från abborrodlingens uppmätta innehåll av kväve och fosfor 3

3 Den modellerade sammansättningen av kväve och fosfor på viktbasis är 68 % respektive 32 %. Se även appendix B.