Komisja będzie w dalszym ciągu oceniać rozwój sytuacji w sektorze rolnym, w tym sytuację w zakresie ekspansji obszarów rolnych w oparciu o nowe dowody naukowe, a także gromadzić doświadczenia w zakresie certyfikacji paliw o niskim ryzyku ILUC, przygotowując przegląd niniejszego sprawozdania, który zostanie sporządzony do dnia 30 czerwca 2021 r. Następnie Komisja dokona przeglądu danych zawartych w sprawozdaniu w świetle zmieniających się okoliczności i najnowszych dostępnych dowodów naukowych. Należy przypomnieć, że sprawozdanie to odzwierciedla jedynie obecną sytuację opartą na najnowszych tendencjach i przyszłych ocenach, które mogą wynikać z różnych wniosków, na podstawie których surowce klasyfikuje się jako obarczone wysokim ryzykiem pośredniej zmiany użytkowania gruntów, w zależności od przyszłego rozwoju światowego sektora rolnego.

Należy jednak zauważyć, że nie wszystkie surowce służące do produkcji oleju palmowego wykorzystywane do wytwarzania bioenergii mają szkodliwy wpływ w postaci pośrednich zmian sposobu użytkowania gruntów w rozumieniu art. 26 dyrektywy RED II. W związku z tym część produkcji można uznać za produkcję o niskim ryzyku ILUC. W celu zidentyfikowania takiej produkcji można zastosować dwa rodzaje środków, tj. zwiększenie produktywności na istniejących gruntach i uprawa surowców na nieużytkowanych gruntach, takich jak tereny opuszczone lub poważnie zdegradowane. Środki te mają kluczowe znaczenie dla zapobiegania konkurowaniu produkcji biopaliw, biopłynów i paliw z biomasy z potrzebą zaspokojenia rosnącego popytu na żywność i pasze. Dyrektywa wyłącza ze stopniowego wycofywania wszystkie paliwa certyfikowane jako paliwa o niskim ryzyku ILUC. Kryteria dotyczące certyfikacji paliw o niskim ryzyku ILUC mogłyby skutecznie złagodzić skutki przeniesienia związane z zapotrzebowaniem na te paliwa, jeżeli tylko uwzględni się dodatkowe surowce wykorzystywane do produkcji biopaliw, biopłynów i paliw z biomasy.

W tym kontekście dyrektywa RED II ogranicza udział konwencjonalnych biopaliw, biopłynów i paliw z biomasy zużywanych w transporcie w realizacji unijnego celu dotyczącego energii ze źródeł odnawialnych wyznaczonego na 2030 r. Ponadto udział biopaliw, biopłynów i paliw z biomasy o wysokim ryzyku ILUC będzie ograniczony do poziomów z 2019 r., począwszy od 2020 r., a następnie, w okresie od 2023 r. do 2030 r., stopniowo ograniczany do zera.

Rosnące światowe zapotrzebowanie na uprawy żywności i pasz zmusza sektor rolnictwa do stałego zwiększania produkcji. Zostaje to osiągnięte zarówno dzięki zwiększaniu plonów, jak i zwiększaniu powierzchni użytków rolnych. Jeżeli zwiększanie powierzchni użytków rolnych polega na zajmowaniu gruntów zasobnych w pierwiastek węgla lub siedlisk o wysokiej różnorodności biologicznej, proces ten może prowadzić do negatywnego wpływu pośredniej zmiany użytkowania gruntów.

Aby zapewnić rzetelne i zharmonizowane wdrożenie, Komisja, zgodnie z art. 30 ust. 8 dyrektywy RED II, określi w akcie wykonawczym dalsze przepisy techniczne dotyczące konkretnych podejść do weryfikacji i audytu. Komisja przyjmie ten akt wykonawczy najpóźniej do dnia 30 czerwca 2021 r. W ramach dobrowolnych systemów można certyfikować paliwa o niskim ryzyku ILUC, samodzielnie opracowując normy, tak jak ma to miejsce w celu poświadczania zgodności z kryteriami zrównoważoności, a Komisja może uznać takie systemy zgodnie z przepisami określonymi w dyrektywie RED II.

Można oczekiwać, że dobrowolne systemy, w przypadku których zgromadzono szerokie doświadczenie we wdrażaniu kryteriów zrównoważoności w odniesieniu do biopaliw na całym świecie, będą odgrywać kluczową rolę we wdrażaniu metodyki opartej na certyfikacji niskiego ryzyka pośredniej zmiany użytkowania gruntów. Komisja uznała już 13 dobrowolnych systemów do celów wykazania zgodności z kryteriami zrównoważoności i ograniczeń emisji gazów cieplarnianych. W ramach dyrektywy RED II rozszerzono uprawnienia Komisji w zakresie uznawania programów, aby uwzględnić również paliwa o niskim ryzyku ILUC.

Kwalifikowalność dodatkowych surowców otrzymanych na skutek zastosowania środków zwiększających wydajność lub uprawy na nieużytkach powinna być ograniczona do przypadków, które są rzeczywiście dodatkowe w porównaniu ze scenariuszem zakładającym niepodejmowanie żadnych działań poza dotychczasowymi. Najszerzej akceptowane ramy oceny dodatkowości projektów stanowi mechanizm czystego rozwoju opracowany zgodnie z protokołem z Kioto (zob. ramka 4). Należy zauważyć, że mechanizm czystego rozwoju skupia się na projektach przemysłowych, w związku z czym nie można go powielić w całości, jednak jego wymogi w odniesieniu do inwestycji i analiza barier mają zastosowanie przy certyfikacji biopaliw o niskim ryzyku ILUC. Zastosowanie takich wymogów w odniesieniu do certyfikacji biopaliw o niskim ryzyku ILUC oznaczałoby, że środki mające na celu zwiększenie wydajności lub uprawę surowców na wcześniej nieużytkowanych gruntach nie byłyby atrakcyjne finansowo lub podlegałyby innym barierom, które uniemożliwiają ich wdrożenie (np. umiejętności/technologia itp.) bez premii rynkowej związanej z zapotrzebowaniem w UE na biopaliwa.

W tym celu konieczne jest przeanalizowanie, czy środek wykracza poza powszechną praktykę w momencie jego wdrożenia, a także ograniczenie kwalifikowalności środków do rozsądnego okresu, który umożliwi podmiotom gospodarczym odzyskanie kosztów inwestycji oraz zapewni stałą skuteczność ram. Do tego celu właściwe jest wyznaczenie dziesięcioletniego terminu kwalifikowalności. Ponadto zrealizowany wzrost wydajności należy porównać z dynamicznym poziomem bazowym, uwzględniając światowe tendencje w plonach upraw. W tym kontekście należy zauważyć, że pewne postępy w zakresie wydajności następują w miarę upływu czasu ze względu na rozwój technologiczny (np. bardziej wydajne nasiona), bez szczególnej interwencji ze strony rolnika.

Aby osiągnąć cel, jakim jest koncepcja niskiego ryzyka pośredniej zmiany użytkowania gruntów, należy wprowadzić surowe kryteria, które skutecznie zachęcą do stosowania najlepszych praktyk i pozwolą uniknąć nieoczekiwanych zysków. Jednocześnie musi istnieć możliwość wdrożenia środków w praktyce i uniknięcia nadmiernego obciążenia administracyjnego. W zmienionej dyrektywie określono dwa źródła dodatkowego surowca, które można wykorzystać do produkcji paliw o niskim ryzyku ILUC. Są to surowce powstałe w wyniku zastosowania środków zwiększających wydajność produkcji rolnej na gruntach już wykorzystywanych i surowce pochodzące z uprawy roślin na obszarach, których wcześniej nie wykorzystywano do celów takiej uprawy.

Biopaliwa o niskim ryzyku ILUC to paliwa wyprodukowane z dodatkowych surowców uprawianych na nieużytkach lub będących wynikiem wzrostu wydajności. Produkowanie biopaliw z takich dodatkowych surowców nie spowoduje ILUC, ponieważ surowiec ten nie konkuruje z produkcją żywności i pasz i pozwala uniknąć efektu przeniesienia. Zgodnie z wymogami dyrektywy taki dodatkowy surowiec należy uznawać za paliwo o niskim ryzyku ILUC jedynie wówczas, gdy jest on wytwarzany w sposób zrównoważony.

W związku z tym, w celu określenia poziomu znaczącej ekspansji danego surowca na tereny zasobne w pierwiastek węgla na skutek zapotrzebowania na biopaliwa, należy wziąć pod uwagę pełne skutki takiego przekształcenia w odniesieniu do emisji dwutlenku węgla. Jest to konieczne, aby zagwarantować, że stosowanie biopaliw prowadzi do ograniczenia emisji gazów cieplarnianych. Średnią utratę netto zasobów węgla można oszacować – wykorzystując wyniki oceny opartej na GIS – na około 107 ton węgla (C) na hektar w przypadku, gdy obszary zasobne w pierwiastek węgla są zastępowane przez obszary, na których uprawia się surowce odpowiednie do produkcji biopaliw. Rozłożona na okres 20 lat, ilość ta stanowi równowartość rocznych emisji CO2 w wysokości 19,6 tony na hektar.

Jeżeli tereny zasobne w pierwiastek węgla znajdujący się w glebie lub roślinności zostaną przekształcone pod uprawę surowców do produkcji biopaliw, część magazynowanego pierwiastka węgla zostanie zasadniczo uwolniona do atmosfery, prowadząc do wytworzenia dwutlenku węgla(CO2). Wynikający z tego negatywny wpływ gazów cieplarnianych może przewyższać pozytywny wpływ gazów cieplarnianych wynikający ze stosowania biopaliw lub biopłynów w niektórych przypadkach nawet w zasadniczy sposób.

Na przykład w celu założenia i utrzymania plantacji palm olejowych należy osuszyć torfowiska. Rozkład torfu prowadzi do powstawania znacznych emisji CO2, którego uwalnianie trwa tak długo, jak długo funkcjonuje plantacja, a torfowisko nie jest ponownie nawadniane. Przez pierwsze 20 lat po wysuszeniu te emisje CO2 kumulują się do poziomu około trzykrotnej wartości emisji przyjętej powyżej w przypadku wylesienia obszaru o tej samej powierzchni. W związku z tym należy uwzględnić ten istotny wpływ przy obliczaniu wielkości emisji z gruntów zasobnych w pierwiastek węgla, np. poprzez zastosowanie mnożnika 2,6 w przypadku ekspansji na torfowiska. Ponadto uprawy trwałe (uprawy palmy i trzciny cukrowej) a także uprawy kukurydzy i buraka cukrowego dają plony o wiele wyższe pod względem zawartości energii w produktach będących przedmiotem obrotu niż przyjęto przy obliczaniu progu w wysokości 14 %. W ramce 3 uwzględniono je za pomocą „współczynnika wydajności”.

Zgodnie z dyrektywą RED II biopaliwa mają ograniczyć emisje gazów cieplarnianych co najmniej o 50 % w stosunku do paliw kopalnych w oparciu o ocenę cyklu życia obejmującą wszystkie emisje bezpośrednie, ale nie obejmującą emisji pośrednich. Jak omówiono w ramce 2, biopaliwa produkowane z upraw przekraczających ogólny próg 14 % ekspansji obszaru produkcji na tereny zasobne w pierwiastek węgla nie pozwoliłyby na uzyskanie oszczędności emisji. Zgodnie z zasadą ostrożności należy zastosować czynnik dyskontujący w wysokości około 30 % w odniesieniu do określonego poziomu. W związku z tym wymagany jest bardziej zachowawczy próg w wysokości 10 %, aby zagwarantować zarówno osiągnięcie przez biopaliwa znacznych oszczędności emisji gazów cieplarnianych, jak i ograniczenie do minimum utraty różnorodności biologicznej związanej z ILUC.

W przypadku upraw, które przekraczają te progi zwiększenia obszaru produkcji, drugim decydującym czynnikiem jest udział ekspansji obszaru produkcji na obszary zasobne w pierwiastek węgla. Taki udział określa, czy i w jakim stopniu biopaliwa mogą przyczynić się do ograniczenia emisji gazów cieplarnianych. W sytuacji, gdy emisje gazów cieplarnianych spowodowane ekspansją danego surowca na grunty zasobne w pierwiastek węgla są wyższe niż bezpośrednie ograniczenie emisji gazów cieplarnianych z biopaliw pochodzących z określonego rodzaju surowca, produkcja takich biopaliw nie doprowadzi do ograniczenia emisji gazów cieplarnianych w porównaniu z paliwami kopalnymi.

Pierwszy czynnik umożliwia stwierdzenie, czy uprawa danego surowca faktycznie rozszerza się na nowe obszary. W tym celu konieczne jest uwzględnienie zarówno średniego rocznego bezwzględnego wzrostu obszaru produkcji (100 000 ha odzwierciedla znaczny wzrost), jak i względnego jego wzrostu (1 % odzwierciedla średni roczny wzrost produkcji), w porównaniu z całkowitym obszarem produkcji danego surowca. To podwójne kryterium pozwala na wyłączenie surowców, w przypadku których nie obserwuje się wzrostu całkowitego obszaru produkcji lub rośnie on jedynie w bardzo ograniczonym zakresie (głównie dlatego, że wzrost produkcji jest generowany przez zwiększenie plonów, a nie zwiększenie powierzchni). Takie surowce nie doprowadziłyby do znacznego wylesiania, a tym samym do wysokiego poziomu emisji gazów cieplarnianych pochodzących z ILUC. Dzieje się tak na przykład w przypadku oleju słonecznikowego, ponieważ w latach 2008–2016 jego obszar produkcji zwiększył się o mniej niż 100,000 ha i o 0,5 % rocznie, podczas gdy jego całkowita produkcja wzrosła o 3,4 % w tym samym okresie.

Zgodnie z przepisami dyrektywy RED II Komisja powinna określić, co stanowi „znaczącą” ekspansję odpowiedniego surowca na tereny zasobne w pierwiastek węgla celem zapewnienia, by wszystkie biopaliwa, które są zaliczane na poczet celu dotyczącego energii odnawialnej wyznaczonego na 2030 r., przyczyniały się do ograniczenia emisji gazów cieplarnianych netto (w porównaniu z paliwami kopalnymi). Z tego względu kluczową rolę w określaniu „znaczenia” ekspansji odgrywają trzy czynniki: bezwzględna i istotna wielkość zwiększenia powierzchni upraw poczynając od konkretnego roku, w porównaniu z całkowitą powierzchnią produkcyjną danej uprawy; udział ekspansji na obszary zasobne w pierwiastek węgla; oraz rodzaj odpowiednich upraw i obszarów zasobnych w pierwiastek węgla.

Wyniki przedstawionych powyżej badań opartych na systemie informacji geograficznej są zgodne z wynikami modelowania ILUC, na podstawie których bezsprzecznie stwierdzono, że rośliny oleiste wykorzystywane do produkcji biopaliw, takie jak palmy olejowe, rzepak, soja i słonecznik, wiążą się z większym ryzykiem ILUC w porównaniu z innymi konwencjonalnymi surowcami do produkcji paliw, takimi jak uprawy cukrowe lub wysokoskrobiowe. Tendencja ta znalazła również potwierdzenie w niedawno przeprowadzonym przeglądzie obliczeń naukowych dotyczących ILUC na poziomie światowym.

Szacunkowa wartość współczynnika konwersji gruntów w oparciu o GIS wynosząca 4 % w odniesieniu do soi jest niższa od połączonych szacunków opartych na literaturze regionalnej, zgodnie z którymi wynosi ona 8 %. Zmienność tę można wytłumaczyć faktem, że w literaturze regionalnej wykorzystuje się dane lokalne uzupełnione oceną eksperta, w odniesieniu do kwestii, która z upraw następuje bezpośrednio po wylesieniu w konkretnym pikselu, co byłoby niepraktyczne w globalnej skali oceny opartej na GIS. Z tego powodu można uznać, że udział ekspansji soi w wysokości 8 % na obszary zalesione szacowany w oparciu o dane z literatury regionalnej odzwierciedla najlepsze dostępne dane naukowe.

W analizie uwzględniono tylko piksele, na których uprawy towarowe stanowiły dominującą przyczynę wylesiania zgodnie z ostatnią mapą opracowaną przez [Curtis i in. 2018]. Mapę tę nałożono na mapy, które pokazują obszary upraw roślin istotnych z punktu widzenia produkcji biopaliw. Całkowite wylesianie i emisje w obrębie danego 1-kilometrowego-100-hektarowego piksela przypisano różnym uprawom wykorzystywanym do produkcji biopaliw proporcjonalnie do powierzchni stosownych upraw w porównaniu z całkowitą powierzchnią gruntów rolnych w obrębie piksela, zdefiniowanej jako suma gruntów uprawnych i pastwisk. W ten sposób względny udział każdej uprawy roślin służących do produkcji biopaliw w całkowitym śladzie rolniczym danego piksela służył jako podstawa do rozmieszczenia wylesiania w obrębie tego samego piksela. Więcej informacji na temat metodyki przedstawiono w załączniku 2.

Aby obserwować wylesianie związane z ekspansją wszystkich upraw przeznaczonych do produkcji biopaliw od 2008 r., w metodyce wykorzystuje się podejście oparte na modelu geoprzestrzennym, które łączy mapę wylesiania Global Forest Watch (GFW) z mapami roślin i pastwisk stworzonymi przez MapSPAM i EarthStat. Podejście to obejmuje ekspansję wszystkich odpowiednich roślin spożywczych i pastewnych od 2008 r. na obszary, na których zwarcie drzewostanu przekracza 10 %. Wielkość piksela na równiku wynosi około 100 hektarów. Torfowisko zostało zdefiniowane przy użyciu tych samych map, co w [Miettinen i in. 2016]. W przypadku Sumatry i Kalimantanu w [Miettinen i in. 2016] uwzględniono torf z atlasów torfowisk Wetlands International 1:700 000 [Wahyunto i in. 2003, Wahyunto i in. 2004].

Z myślą o konsekwentnym uwzględnianiu wszystkich upraw przeznaczonych do produkcji biopaliw uzupełniono przegląd literatury o globalną ocenę opartą na GIS dotyczącą ekspansji surowców odpowiednich do produkcji biopaliw na obszary zasobne w pierwiastek węgla, na podstawie danych Światowego Instytutu Zasobów (WRI) oraz Konsorcjum na rzecz Zrównoważonego Rozwoju na Uniwersytecie w Arkansas (zob. ramka 1).

Istnieje bardzo mało danych dotyczących pozostałych upraw, w szczególności w skali globalnej. Jedyne zbiory danych dotyczących światowej ekspansji upraw są dostępne w rozbiciu na poszczególne kraje [FAO 2018] [USDA 2018]. Możliwym podejściem jest zatem powiązanie ekspansji upraw na poziomie krajowym z wylesianiem na poziomie krajowym [Cuypers i in. 2013], [Malins 2018], ale nie może to być uznane za wystarczający dowód na powiązanie uprawy z wylesianiem, ponieważ przedmiotowa uprawa może nie być uprawiana w części kraju, w której następuje wylesianie.

W latach 2008–2015 w Brazylii miał miejsce wzrost światowej produkcji trzciny cukrowej w wysokości ponad 80 %. W badaniu [Adami i in. 2012] stwierdzono, że w latach 2000–2009 tylko 0,6 % ekspansji upraw trzciny cukrowej w środkowo-południowej części Brazylii miało miejsce kosztem obszarów zalesionych. Chociaż region ten odpowiadał za około 90 % światowej ekspansji upraw trzciny cukrowej w tym okresie, w innych regionach Brazylii wystąpiła pewna ekspansja, której nie uwzględniono w tym badaniu. W badaniu [Sparovek i in. 2008] zgodzono się, że w latach 1996–2006 ekspansja upraw trzciny cukrowej w środkowo-południowej części Brazylii przebiegała prawie całkowicie kosztem pastwisk lub innych upraw; kolejne 27 % ekspansji nastąpiło jednak na obszarach „peryferyjnych” wokół i wewnątrz biomu Amazonki, w biomach północno-wschodnim i lasów nadatlantyckich. W tych peryferyjnych regionach istniała korelacja pomiędzy ubytkiem lasów w przeliczeniu na gminę a ekspansją upraw trzciny cukrowej. W dokumencie nie podano jednak żadnych danych dotyczących udziału ekspansji na obszary zalesione. W rezultacie z literatury przedmiotu nie można było uzyskać odpowiedniego ilościowego określenia wylesiania spowodowanego uprawą trzciny cukrowej.

Stosując badanie wyrywkowe danych satelitarnych dotyczących plantacji palm olejowych, w badaniu [Vijay i in. 2016] oszacowano odsetek ekspansji upraw palm olejowych na obszary zalesione w latach 1989–2013 i przedstawiono wyniki w podziale na państwa. W oparciu o te średnie krajowe w stosunku do wzrostu krajowej powierzchni zbiorów oleju palmowego w latach 2008–2016 wykazano, że na całym świecie 45 % ekspansji upraw palm olejowych objęło tereny, które w 1989 r. były pokryte lasami. Zaufanie do tych wyników wzrasta na skutek spostrzeżenia, że jego wyniki dla Indonezji i Malezji mieszczą się w zakresie wyników innych badań skoncentrowanych na tych regionach. Na podstawie danych uzupełniających zawartych w badaniu [Henders i in. 2015] uznano, że w okresie 2008–11 średnio 0,43 mln ha/r. zaobserwowanego wylesiania nastąpiło w wyniku ekspansji upraw palm olejowych. Daje to również 45 % szacowanego wzrostu obszaru uprawy palm olejowych na świecie w tym okresie. W szeregu badań poddano również analizie część ekspansji upraw palm olejowych na torfowiska. Położenie największego nacisku na wyniki w [Miettinen i in. 2012, 2016], które można uznać za najbardziej zaawansowane badanie w tym obszarze, i zakładając zerowe osuszenie torfowisk na potrzeby uprawy palm w pozostałych częściach świata, daje interpolowaną średnią ważoną szacunkową wartość 23 % ekspansji upraw palm olejowych na torfowiska na całym świecie w latach 2008–2011.

Ze względu na brak badań dostarczających najnowszych danych na skalę globalną, zostały połączone dane z badań i baz danych z Brazylii, innych krajów Ameryki Południowej i reszty świata. W odniesieniu do Brazylii dane dotyczące ekspansji upraw soi od 2008 r. zaczerpnięto z brazylijskiej bazy danych IBGE-SIDRA i połączono z danymi dotyczącymi ekspansji na obszary zalesione w Cerrado [Gibs i in. z 2015 r.], uśredniając je dla okresu 2009–13 w Amazonii [Richards i in. 2017] i pozostałych części Brazylii [Agroicone 2018]. W [Graesser i in. 2015] przedstawiono dane dotyczące ekspansji upraw na obszary zalesione w innych państwach Ameryki Łacińskiej. W pozostałych częściach świata, w państwach, w których zaobserwowano największą ekspansję uprawy soi od 2008 r., tj. w Indiach, na Ukrainie, w Rosji i w Kanadzie, stwierdzono niewielkie zainteresowanie dotyczące bezpośredniego wylesiania spowodowanego uprawą soi. W związku z tym w przypadku pozostałych części świata przyjęto udział ekspansji na obszary zalesione wynoszący 2 %. W rezultacie średni światowy odsetek ekspansji upraw soi na tereny zasobne w węgiel pierwiastkowy oszacowano na 8 %.

W wyniku przeglądu literatury naukowej dotyczącej obszarów produkcji towarów rolnych na tereny zasobne w pierwiastek węgla stwierdzono, że żadne pojedyncze badanie nie pozwala uzyskać wyników dotyczących wszystkich surowców wykorzystywanych do produkcji biopaliw, biopłynów i paliw z biomasy. Badania koncentrują się natomiast zazwyczaj na określonych regionach i konkretnych uprawach, w przeważającej mierze na soi i palmie olejowej, natomiast dla innych upraw dane są bardzo skąpe. Ponadto różne badania nie tylko dotyczą różnych okresów ekspansji upraw, ale także różnią się podejściem do okresu, jaki upływa między wylesieniem a ekspansją upraw. W związku z tym badania, w przypadku których pokrycie terenu uwzględnia się tylko na przestrzeni jednego roku lub dwóch lat przed sadzeniem roślin uprawnych, będą w mniejszym stopniu wiązać wylesienie z uprawą niż badania, w przypadku których uwzględnia się pokrycie terenu w dłuższym okresie. Może to prowadzić do niedoszacowania wpływu upraw na wylesianie, ponieważ nawet jeżeli obszary wylesione nie zostają natychmiast wykorzystane do produkcji roślinnej, ostateczny cel wykorzystania gruntów do produkcji roślinnej może być jednym z najważniejszych powodów wylesiania. W miarę możliwości wyniki tych regionalnych badań łączono w celu globalnego oszacowania ekspansji każdej uprawy, jak przedstawiono poniżej.

Zazwyczaj wzrost popytu na produkty rolnictwa można zaspokoić, zwiększając plony i obszar gruntów rolnych. W sytuacji, gdy zarówno dostępność odpowiednich gruntów rolnych, jak i potencjalny wzrost plonów są ograniczone, zwiększony popyt na uprawy rolne staje się podstawowym czynnikiem prowadzącym do wylesiania. Niektóre inne kluczowe czynniki, takie jak osiągnięcie maksymalnego zysku z produkcji i przestrzeganie odpowiednich przepisów, mogą również odgrywać rolę w ustalaniu sposobu, w jaki należy zaspokoić zwiększony popyt, i zakresu, w jakim prowadzi to do wylesiania.

Jak wskazano w tabeli 1, w latach 2008–2016 wzrosła produkcja wszystkich ważniejszych towarów rolnych wykorzystywanych do produkcji konwencjonalnych biopaliw z wyjątkiem jęczmienia i żyta. Wzrost produkcji był szczególnie istotny w przypadku oleju palmowego, soi i kukurydzy, co znalazło również odzwierciedlenie w danych dotyczących powierzchni zbiorów. Wzrost produkcji pszenicy, słonecznika, rzepaku i buraka cukrowego osiągnięto głównie dzięki zwiększeniu produktywności.

W ciągu ostatnich dziesięcioleci rosnąca liczba ludności na świecie i wyższy poziom życia doprowadziły do wzrostu popytu na żywność, paszę, energię i włókna pochodzące z ekosystemów Ziemi. Ten zwiększony popyt doprowadził do zwiększenia zapotrzebowania na towary rolne na całym świecie i tendencja ta prawdopodobnie utrzyma się w przyszłości. Zwiększone wykorzystanie biopaliw w UE przyczyniło się do tego wzrostu popytu na towary rolne.

Dyrektywa umożliwia jednak wyłączenie biopaliw, biopłynów i paliw z biomasy produkowanych z tego surowca z tego limitu, pod warunkiem że są one certyfikowane jako biopaliwa, biopłyny lub paliwa z biomasy o niskim ryzyku ILUC. Certyfikacja ta jest możliwa w przypadku surowców do celów produkcji biopaliw, biopłynów i paliw z biomasy wytwarzanych w okolicznościach, które pozwalają uniknąć skutków ILUC: jeśli są one uprawiane na nieużytkach, lub zostały wyprodukowane z roślin uprawnych, które poddano ulepszonym praktykom rolniczym, jak określono szczegółowo w niniejszym sprawozdaniu.

Ponadto dyrektywa wprowadza dodatkowy limit dla biopaliw, biopłynów i paliw z biomasy produkowanych z roślin spożywczych lub pastewnych, w odniesieniu do których obserwuje się znaczną ekspansję obszaru produkcji na tereny zasobne w pierwiastek węgla, gdyż w przypadku biopaliw, biopłynów i paliw z biomasy produkowanych z tych surowców wysokie ryzyko ILUC jest oczywiste. Ponieważ zaobserwowana ekspansja na grunty o wysokim poziomie emisji dwutlenku węgla wynika ze zwiększonego zapotrzebowania na uprawy, można oczekiwać, że dalsze zwiększenie popytu na takie surowce w celu produkcji biopaliw, biopłynów i paliw z biomasy pogorszy sytuację, chyba że stosowane będą środki zapobiegające skutkom przenoszenia upraw, takie jak certyfikowanie paliw o niskim ryzyku ILUC. Z tego względu udział tych paliw w realizacji celu w zakresie energii ze źródeł odnawialnych w transporcie (a także w celu obliczenia ogólnego krajowego udziału energii ze źródeł odnawialnych) będzie ograniczany od 2021 r. do poziomu zużycia tych paliw w 2019 r. Od dnia 31 grudnia 2023 r. ich udział będzie stopniowo obniżany do 0 % najpóźniej do 2030 r.

Ponadto, nawet jeśli państwa członkowskie mogą zaliczać konwencjonalne biopaliwa i paliwa z biomasy na poczet celu w zakresie energii ze źródeł odnawialnych na poziomie 14 % zużycia energii w sektorze transportu, to mogą one również obniżyć ten poziom, jeżeli zdecydują się na uwzględnienie mniejszej ilości tych paliw na poczet realizacji celu. Jeżeli na przykład państwo członkowskie postanowi nie uwzględniać w ogóle konwencjonalnych biopaliw i paliw z biomasy, poziom docelowy może zostać ograniczony o pełną maksymalną wartość 7 %.

Ponadto dyrektywa w sprawie pośredniej zmiany użytkowania gruntów obejmuje czynniki pośredniej zmiany użytkowania gruntów w odniesieniu do różnych kategorii surowców spożywczych i paszowych. Czynniki te wyznaczają emisje powstałe w wyniku pośredniej zmiany użytkowania gruntów związane z produkcją konwencjonalnych biopaliw i biopłynów i mają być wykorzystywane przez dostawców paliw do celów sprawozdawczości, lecz nie do obliczania ograniczeń emisji gazów cieplarnianych z produkcji biopaliw.

Pośredniej zmiany użytkowania gruntów nie można jednak zaobserwować ani zmierzyć. W celu oszacowania potencjalnych skutków konieczne jest modelowanie. Modelowanie to ma szereg ograniczeń, niemniej jednak jest wystarczająco wiarygodne, aby wskazać ryzyko dotyczące pośredniej zmiany użytkowania gruntów powiązane z konwencjonalnymi biopaliwami. W tym kontekście w dyrektywie w sprawie pośredniej zmiany użytkowania gruntów z 2015 r. przyjęto podejście ostrożnościowe, aby zminimalizować ogólny wpływ pośredniej zmiany użytkowania gruntów dzięki ustaleniu limitu udziału konwencjonalnych biopaliw i biopłynów, które można zaliczyć na poczet krajowych celów dotyczących energii ze źródeł odnawialnych oraz celu dotyczącego udziału energii ze źródeł odnawialnych w transporcie na poziomie 10 %. Środkowi temu towarzyszy zobowiązanie każdego państwa członkowskiego do ustalenia orientacyjnego celu dotyczącego zaawansowanych paliw odnawialnych o wartości referencyjnej wynoszącej 0,5 % w 2020 r., aby zachęcić do przechodzenia na ten rodzaj paliw, ponieważ ich wpływ wynikający z pośredniej zmiany użytkowania gruntów uznaje się z mniejszy lub nieistniejący.

Pośrednie skutki mogą wystąpić w sytuacji, gdy pastwiska lub grunty rolne przeznaczone wcześniej do produkcji na potrzeby rynków żywnościowych i paszowych są wykorzystywane do produkcji paliw z biomasy. Popyt na żywność i pasze będzie musiał być dalej zaspokajany w drodze intensyfikacji bieżącej produkcji, albo w drodze włączenia do produkcji gruntów nierolniczych w innym miejscu. W tym drugim przypadku pośrednia zmiana użytkowania gruntów (przekształcenie gruntów nierolniczych w grunty rolne w celu produkcji żywności lub paszy) może prowadzić do emisji gazów cieplarnianych, zwłaszcza w przypadku, gdy wpływa na tereny zasobne w pierwiastek węgla, takie jak lasy, tereny podmokłe i tereny torfowe. Te emisje gazów cieplarnianych, których nie uwzględnia się w oparciu o kryteria ograniczania emisji gazów cieplarnianych określone w dyrektywie w sprawie odnawialnych źródeł energii, mogą być znaczne i mogą niweczyć w części lub w całości ograniczenia emisji gazów cieplarnianych z poszczególnych biopaliw. Wynika to stąd, że według przewidywań niemal cała produkcja biopaliw w 2020 r. będzie pochodzić z roślin uprawianych na gruntach, które można by wykorzystać do zaspokajania potrzeb rynków żywnościowych i paszowych.

W dyrektywie w sprawie odnawialnych źródeł energii określono ponadto wiążące kryteria w zakresie ograniczenia emisji gazów cieplarnianych i zrównoważonego rozwoju, które muszą spełniać biopaliwa i biopłyny zdefiniowane w przedmiotowej dyrektywie, aby można je było zaliczyć na poczet krajowych i unijnych celów w zakresie odnawialnych źródeł energii oraz zakwalifikować do systemów wsparcia publicznego. Kryteria te określają obszary wyłączone z eksploatacji (głównie tereny zasobne w pierwiastek węgla lub o dużej różnorodności biologicznej), które nie mogą być źródłem surowca wykorzystywanego do produkcji biopaliw i biopłynów, a także określają minimalne wymogi w zakresie ograniczenia emisji gazów cieplarnianych w porównaniu z paliwami kopalnymi, które muszą spełniać biopaliwa i biopłyny. Kryteria te przyczyniły się do ograniczenia ryzyka związanego z bezpośrednimi skutkami dla użytkowania gruntów wynikającymi z produkcji konwencjonalnych biopaliw i biopłynów, ale nie dotyczą one skutków pośrednich.

Dyrektywa w sprawie odnawialnych źródeł energii z 2009 r. („dyrektywa w sprawie odnawialnych źródeł energii”) przyczyniła się do dalszego obniżenia emisyjności sektora transportu dzięki ustanowieniu konkretnego wiążącego celu na poziomie 10 % udziału energii ze źródeł odnawialnych w transporcie do 2020 r. Według zgłoszonych danych i szacunków w 2017 r. energia ze źródeł odnawialnych stanowiła około 7 % całkowitego zużycia energii końcowej w sektorze transportu. W związku z tym, że odnawialna energia elektryczna, biogaz i zaawansowane surowce odgrywają obecnie jedynie niewielką rolę w transporcie, większość wykorzystywanej energii ze źródeł odnawialnych w tym sektorze pochodzi z konwencjonalnych biopaliw.

Sektor transportu stanowi szczególne wyzwanie z perspektywy energii i klimatu: zużywa on około jednej trzeciej całkowitego zapotrzebowania na energię w UE, jest prawie całkowicie uzależniony od paliw kopalnych, a emisje gazów cieplarnianych z tego sektora rosną. Aby sprostać tym wyzwaniom, już na początku XXI w. przepisy UE wymagały od państw członkowskich określenia orientacyjnych celów krajowych w odniesieniu do biopaliw i innych paliw odnawialnych w sektorze transportu, ponieważ z uwagi na postęp technologiczny silniki większości pojazdów będących w użyciu na obszarze Unii już wtedy były dostosowane do pracy na paliwach stanowiących mieszankę z niską zawartością biopaliw. Biopaliwa były jedynym dostępnym odnawialnym źródłem energii, które można było zacząć wykorzystywać do obniżenia emisyjności sektora transportu, w którym emisje CO2 miały w latach 1990–2010 wzrosnąć o 50 %.

W tym kontekście dyrektywa nakłada na Komisję obowiązek przyjęcia aktu delegowanego określającego kryteria zarówno w odniesieniu do: (i) określania surowców o wysokim ryzyku spowodowania pośredniej zmiany użytkowania gruntów, w przypadku których obserwuje się znaczną ekspansję obszaru produkcji na tereny zasobne w pierwiastek węgla, oraz (ii) certyfikacji biopaliw, biopłynów i paliw z biomasy o niskim ryzyku spowodowania pośredniej zmiany użytkowania gruntów („paliwa o niskim ryzyku ILUC”). Akt delegowany ma towarzyszyć niniejszemu sprawozdaniu („sprawozdanie”) dotyczącemu stanu światowej ekspansji produkcji odnośnych roślin spożywczych i pastewnych. W niniejszym sprawozdaniu przedstawiono informacje związane z kryteriami określonymi we wspomnianym wyżej akcie delegowanym w celu określenia paliw o wysokim ryzyku ILUC, produkowanych z roślin spożywczych lub pastewnych o znaczącej ekspansji na tereny zasobne w pierwiastek węgla, oraz paliw o niskim ryzyku ILUC. W sekcji 2 niniejszego sprawozdania opisano zmiany polityki UE mające na celu uwzględnienie skutków pośredniej zmiany użytkowania gruntów. W sekcji 3 przedstawiono najnowsze dane na temat stanu światowej ekspansji produkcji odnośnych roślin spożywczych i pastewnych. W sekcjach 4 i 5 opisana zostało metoda określania paliw o wysokim ryzyku ILUC, produkowanych z roślin spożywczych lub pastewnych o znacznej ekspansji na tereny zasobne w pierwiastek węgla, oraz certyfikacji paliw o niskim ryzyku ILUC.

Dyrektywa wzmacnia również unijne ramy zrównoważonego rozwoju dla bioenergii, aby zdecydowanie obniżyć emisję gazów cieplarnianych oraz zminimalizować niezamierzony wpływ na środowisko. W szczególności wprowadza ona nowe podejście do kwestii emisji wynikających z pośredniej zmiany użytkowania gruntów („ILUC”) związanej z produkcją biopaliw, biopłynów i paliw z biomasy. W tym celu w dyrektywie określono krajowe limity, które będą stopniowo maleć do zera najpóźniej do 2030 r., w odniesieniu do biopaliw, biopłynów i paliw z biomasy („paliwa o wysokim ryzyku ILUC”) produkowanych z roślin spożywczych lub pastewnych, w przypadku których obserwuje się znaczną ekspansję obszaru produkcji na tereny zasobne w pierwiastek węgla. Limity te wpłyną na ilość tych paliw, którą można uwzględnić przy obliczaniu ogólnego krajowego udziału odnawialnych źródeł energii i udziału odnawialnych źródeł energii w transporcie. Dyrektywa wprowadza jednak odstępstwo od wspomnianych limitów w przypadku biopaliw, biopłynów i paliw z biomasy, które są certyfikowane jako biopaliwa, biopłyny i paliwa z biomasy o niskim ryzyku spowodowania pośredniej zmiany użytkowania gruntów.

Nowa dyrektywa w sprawie odnawialnych źródeł energii („dyrektywa RED II” lub „dyrektywa”) weszła w życie w dniu 24 grudnia 2018 r. Dyrektywa ta propaguje rozwój energii ze źródeł odnawialnych w następnym dziesięcioleciu w drodze realizacji ogólnounijnego wiążącego celu dotyczącego energii ze źródeł odnawialnych na poziomie co najmniej 32 % do 2030 r., który ma zostać osiągnięty wspólnie przez państwa członkowskie. Aby to osiągnąć, w dyrektywie uwzględniono szereg środków sektorowych promujących dalsze wdrażanie odnawialnych źródeł energii w sektorach energii elektrycznej, ogrzewania, chłodzenia i transportu, mając na względzie ogólny cel, jakim jest ograniczenie emisji gazów cieplarnianych, poprawa bezpieczeństwa energetycznego, wzmocnienie wiodącej pozycji technologicznej i przemysłowej Europy w zakresie energii ze źródeł odnawialnych oraz tworzenie miejsc pracy i wzrostu gospodarczego.

KOMISJA EUROPEJSKA Bruksela, dnia 13.3.2019 COM(2019) 142 final ZAŁĄCZNIKI

do SPRAWOZDANIA KOMISJI DLA PARLAMENTU EUROPEJSKIEGO, RADY, EUROPEJSKIEGO KOMITETU EKONOMICZNO-SPOŁECZNEGO I KOMITETU REGIONÓW dotyczącego stanu światowej ekspansji produkcji odnośnych roślin spożywczych i pastewnych



ZAŁĄCZNIK 1 Przegląd literatury dotyczącej ekspansji upraw na grunty zasobne w pierwiastek węgla Zakres Niniejszy przegląd przeprowadzony przez Wspólne Centrum Badawcze (JRC) Komisji przedstawia ogólny przegląd i podsumowanie najbardziej istotnych wyników z literatury naukowej na temat ekspansji obszarów produkcji towarów rolnych na grunty zasobne w pierwiastek węgla, zgodnie z definicją zawartą w drugiej dyrektywie w sprawie odnawialnych źródeł energii (dyrektywa RED II). Soja Istnieje tylko jedno recenzowane badanie naukowe, w którym oszacowano wylesienie spowodowane przez soję w skali globalnej w ramach czasowych obejmujących okres po 2008 r. W badaniu [Henders i in. 2015] rozpoczęto od opartych na systemie informacji geograficznej pomiarów wylesienia w poszczególnych latach we wszystkich regionach tropikalnych i przypisano je różnym czynnikom, w tym ekspansji upraw soi i palm olejowych, zgodnie z kompleksowym przeglądem literatury regionalnej (szczegółowy opis przeglądu dostępny w informacjach uzupełniających). Uwzględnione w badaniu dane obejmują jednak tylko lata 2000–2011. Szacunki JRC dotyczące odsetka wylesienia w ramach ekspansji upraw soi w Brazylii Amazonia Cerrado pozostała część Brazylii Odsetek ekspansji upraw soi w Brazylii w latach 2008–2017 11 % 46 % 44 % % ekspansji na obszary zalesione 5 % 14 % 3 % BRAZYLIJSKA ŚREDNIA WAŻONA ekspansji na obszary zalesione 8,2 %



Ze względu na brak badań dostarczających najnowszych danych na skalę światową połączono dane pochodzące z Brazylii, innych krajów Ameryki Południowej i reszty świata. W przypadku Brazylii dane dotyczące ekspansji upraw soi od 2008 r. zaczerpnięto z brazylijskiej bazy danych IBGE-SIDRA i połączono z danymi dotyczącymi ekspansji na obszary zalesione w Cerrado [Gibs i in. 2015], uśredniając je dla okresu 2009–13 w Amazonii [Richards i in.] i pozostałych części Brazylii [Agroicone 2018]. Dało to w wyniku średnią ważoną ekspansji na obszary zalesione na poziomie 10,4 %. Zestawiono ją z danymi liczbowymi z Argentyny, Paragwaju, Urugwaju i Boliwii oraz reszty świata: Szacunki JRC dotyczące średniego odsetka ekspansji upraw soi na obszary zalesione w Ameryce Łacińskiej 2008–2017 Brazylia Argentyna Paragwaj Urugwaj Boliwia Odsetek ekspansji upraw soi w Ameryce Łacińskiej 67 % 19 % 7 % 5 % 2 % % na obszar zalesiony 8,2 % 9 % 57 % 1 % 60 % Średni udział ekspansji na obszary zalesione w Ameryce Łacińskiej 14 % SZACUNKI DOTYCZĄCE ŚREDNIEGO ŚWIATOWEGO ODSETKA EKSPANSJI UPRAW SOI NA OBSZARY ZALESIONE Ułamek światowej ekspansji upraw soi w Ameryce Łacińskiej 53 % Zakładany odsetek ekspansji na obszary zalesione w pozostałej części świata 2 % Średni światowy ułamek ekspansji upraw soi na obszary zalesione 8 % Dane dotyczące ekspansji upraw soi na obszary zalesione w innych państwach Ameryki Łacińskiej znaleziono jedynie w opracowaniu [Graesser i in. 2015], w którym dokonano pomiaru ekspansji wszystkich roślin uprawnych na obszary zalesione. W pozostałych częściach świata, gdzie zaobserwowano największą ekspansję upraw soi od 2008 r., tj. w Indiach, na Ukrainie, w Rosji i w Kanadzie, znaleziono niewielką liczbę danych dotyczących wpływu upraw soi na bezpośrednie wylesianie. W związku z tym w przypadku pozostałych części świata przyjęto niski udział ekspansji na obszary zalesione wynoszący 2 %. W rezultacie średni światowy odsetek ekspansji upraw soi oszacowano na 8 %.





Porównanie z innymi niedawnymi przeglądami Większość danych dotyczących wylesiania spowodowanego przez uprawy soi pochodzi z okresu poprzedzającego wprowadzenie przez Brazylię moratorium na uprawę soi w 2008 r. i w związku z tym dane te nie są istotne dla obecnych szacunków. Przegląd zlecony przez sektor transportu i ochrony środowiska [Malins 2018] zawiera dokładny przegląd danych regionalnych dotyczących ekspansji upraw soi i wylesiania, w wyniku którego stwierdzono, że co najmniej 7 % światowej ekspansji upraw soi od 2008 r. objęło obszary zalesione. W odniesieniu do ułamka ekspansji upraw soi użyto jednak różnych lat, a dane i wyniki z [Agricone 2018] i [Richards i in. 2017] nie zostały wykorzystane. Przegląd zlecony przez Sofiproteol [LCAworks 2018] obejmuje również przegląd literatury regionalnej dotyczącej wylesiania na świecie spowodowanego przez uprawy soi w latach 2006–2016. Komisja stwierdza, że 19 % światowej ekspansji uprawy soi objęło obszary zalesione. Źródło, na którym oparto założenie dotyczące ekspansji na obszary zalesione w „pozostałej części Brazylii”, jest jednak niejasne, a w niektórych przypadkach włączono „tereny naturalne” do obszaru zalesionego. Ponadto, przy obliczaniu średnich wartości ważone są regionalne dane dotyczące soi według całkowitej produkcji regionalnej soi, a nie obszaru jej ekspansji. W związku z tym nie można uznać, że 19 % to całkowicie pewna wartość. Agroricone przygotowało dla Komisji dokument, w którym powołuje się na nieopublikowane prace Agrosatelite z 2018 r. wykazujące ogromne zmniejszenie części powierzchni lasów objętej ekspansją upraw soi w Cerrado (w szczególności w części Matipoba) w latach 2014–17, z 23 % w latach 2007–2014 do 8 % w latach 2014–2017. Olej palmowy Stosując badanie wyrywkowe plantacji palm olejowych w danych satelitarnych, w badaniu [Vijay i in. 2016] oszacowano odsetek ekspansji upraw palm olejowych na obszary zalesione w latach 1989–2013 i przedstawiono wyniki w podziale na państwa. Na podstawie ustalonych średnich krajowych w stosunku do wzrostu krajowej powierzchni zbiorów oleju palmowego w latach 2008–2016, w badaniu wykazano, że na całym świecie 45 % ekspansji upraw palm olejowych objęło tereny, które w 1989 r. były pokryte lasami. W danych uzupełniających badanie [Henders i in. 2015] przypisali do okresu 2008–11 średnio 0,43 mln ha/r. zaobserwowanego wylesiania w związku z ekspansją upraw palm olejowych. Stanowi to 45 % szacowanego wzrostu obszaru uprawy palm olejowych na świecie w tym okresie . W światowym badaniu przeprowadzonym na zlecenie Komisji Europejskiej [Cuypers i in. 2013] przypisali zmierzone wylesianie różnym czynnikom, takim jak pozyskiwanie drewna, wypas i różne uprawy na szczeblu krajowym. Wyniki badania wskazują, że w latach 1990–2008 wzrost produkcji oleju palmowego w 59 % był związany z wylesianiem.



Porównanie badań regionalnych dotyczących Indonezji i Malezji Szacunkowy odsetek ekspansji na obszary zalesione lata Malezja Indonezja Reszta świata % światowej ekspansji upraw palm olejowych w latach 2008–2015 2008–2015 15 % 67 % 17 % Półwysep Malajski Malezyjskie Borneo Indonezyjskie Borneo Pozostała część Indonezji % ekspansji krajowej w latach 2008–2015 2008–2015 19 % 81 % 77 % 23 % Gaveau i in. 2016 2010–2015 75 % 42 % Abood i in. 2015 2000–2010 >36 % SARvision 2011 2005–2010 52 % Carlson i in. 2013 2000–2010 70 % Gunarso i in. 2013 2005–2010 >6 % Gunarso i in. 2013 2005–2010 47 % 37–75 % Austin i in. 2017 2005–2015 >20 % Vijay i in. 2016 2013 40 % 54 % 13 % Vijay i in. 2016 2013 45 % [Abood i in. 2015] stwierdzili, że w latach 2000–2010 w Indonezji wylesiono obszar o powierzchni 1,6 mln ha w ramach koncesji przyznanych producentom przemysłowym oleju palmowego. Według danych liczbowych rządu Indonezji stanowi to 36 % obszaru całkowitej ekspansji upraw palmy olejowej w tym okresie. [Carlson i in. 2013] oszacowali, że odsetek wylesiania był wyższy w tym samym okresie: 1,7 mln ha obszarów wylesionych w ramach koncesji na uprawę palm olejowych na indonezyjskim Borneo; ekspansja obejmuje około 70 % powierzchni zbiorów w tym regionie [Malins 2018]. W późniejszym opracowaniu [Carlson i in. 2018] zgłosili 1,84 mln ha obszarów wylesionych na indonezyjskim Borneo i 0,55 mln ha na Sumatrze w ramach koncesji na uprawę palm olejowych w latach 2000–2015. W badaniu [SARvision 2011] stwierdzono, że w latach 2005–2010 w Sarawaku, malezyjskiej prowincji na Borneo, w której ma miejsce największa ekspansja, w ramach znanych koncesji na uprawę palm olejowych wycięto las na powierzchni ponad 865 tys. hektarów. Odpowiada to wzrostowi powierzchni zbiorów oleju palmowego w tym okresie o około 50 % . [Gaveau i in. 2016] odwzorowali pokrywanie się wylesiania z ekspansją przemysłową plantacji palmy olejowej (tj. ekspansją dużych gospodarstw) na Borneo w odstępach pięcioletnich w latach 1990–2015. Wskazują, że zdecydowana większość plantacji palmy olejowej na Borneo była porośnięta lasem w 1973 r.; mniejsze obszary wylesiania występują wówczas gdy ulega skróceniu czas między wycinką lasu a sadzeniem palm olejowych. Ich wyniki pokazują, że w przypadku przemysłowych plantacji palm olejowych na indonezyjskim Borneo około 42 % obszaru ekspansji w latach 2010–2015 obejmowało grunty, które zaledwie pięć lat wcześniej porośnięte były lasami; w przypadku malezyjskiego Borneo wielkość ta wynosiła ok. 75 %. W ocenie zastosowano bardziej zawężoną definicję lasu niż w RED II, uwzględniając jedynie lasy o zwarciu drzewostanu >90 %, z wyłączeniem lasów wtórnych (tj. nowo zasadzonych lasów i krzewów po historycznej wycince lub pożarze). W późniejszej pracy [Gaveau i in. 2018] wykazali, że w latach 2008–2017 na indonezyjskim Borneo 36 % obszaru ekspansji plantacji przemysłowych (z czego 88 % stanowiły palmy olejowe) miało miejsce na obszarach porośniętych starymi lasami, które wycięto w tym samym roku, natomiast na malezyjskim Borneo średnia ta wynosiła 69 %. Na indonezyjskim Borneo tempo wylesiania przez plantacje w poszczególnych latach było ściśle skorelowane z ceną surowego oleju palmowego w poprzednim sezonie, natomiast na malezyjskim Borneo współczynnik korelacji był słabszy, co wskazuje na długoterminowe scentralizowane planowanie wylesiania. Wyniki pokazały, że tempo ekspansji oleju palmowego zmniejszyło się od jego szczytowego poziomu w latach 2009–2012, podczas gdy odsetek ekspansji oleju palmowego, która nastąpiła w lesie, utrzymał się na stałym poziomie. [Gunarso i in. 2013] przeanalizowali zmiany pokrycia terenu związane z ekspansją oleju palmowego w Indonezji i Malezji w ramach okrągłego stołu na rzecz zrównoważonej produkcji oleju palmowego (RSPO). Najnowsze odnotowane zmiany odnoszą się do obszarów uprawy palmy olejowej, które zostały obsadzone w latach 2005–2010. Pokazują one odsetek obszaru, który w 2005 r. należał do różnych kategorii użytkowania gruntów. Dodając kategorie, które jednoznacznie odpowiadałyby definicji lasu zawartej w dyrektywie, uzyskano co najmniej 37 % w odniesieniu do ekspansji na obszary zalesione w całej Indonezji. Inne zgłoszone kategorie użytkowania gruntów (które zgodnie z danymi zawartymi w dokumencie stanowią zasadniczo obszary zdegradowanych lasów) obejmują jednak również formacje krzewiaste, co zasadniczo odpowiada także definicji lasu zawartej w dyrektywie. W Indonezji do tej kategorii zalicza się dużo gruntów, gdyż las w pobliżu plantacji często ulegał degradacji w wyniku pożarów w latach poprzedzających ekspansję plantacji na ten teren. Zaliczenie tych wcześniejszych rodzajów użytkowania gruntów do lasów (jak miało to miejsce w roku 2000) powoduje, że całkowity odsetek wylesiania w Indonezji w latach 2005–2010 wzrasta do około 75 %, co potwierdza w przybliżeniu ustalenia [Carlson, 2013]. W przypadku Malezji [Gunarso i in. 2013] podają, że w latach 2006–2010 ekspansja upraw palm olejowych obejmowała w 34 % bezpośrednio obszary zalesione. W 2006 r. zgłosili oni jednak również znaczną ekspansję na „nagie gleby” i wysunęli przypuszczenie, że część z nich była naga, ponieważ została przekształcona z lasu. Z informacji uzupełniających można wywnioskować, że ponad jedna trzecia nagich gleb w 2006 r. była sześć lat wcześniej porośnięta lasem, co wskazuje, że prawdopodobnie były to obszary wycinki lasów gotowe do obsadzenia. Włączenie tych obszarów zalesionych zwiększyłoby w Malezji ekspansję upraw palm olejowych związaną z wylesianiem do 47 %.

Zamiast korzystać ze zdjęć satelitarnych do identyfikacji poprzedniego pokrycia terenu, na którym powstały plantacje palm olejowych w Indonezji, [Austin i in. 2017] skorzystali z map zagospodarowania terenu wydanych przez indonezyjskie Ministerstwo Środowiska i Leśnictwa. Okazało się, że tylko około 20 % gruntów wykorzystywanych do ekspansji przemysłowej uprawy palm olejowych w latach 2005–2015 zostało zaklasyfikowane pięć lat wcześniej jako „las” na tych mapach. Ich definicja lasu określa zwarcie drzewostanu >30 % (zamiast >10 % w dyrektywie) i nie obejmuje zarośli, które w niektórych przypadkach kwalifikowałyby się jako las zgodnie z definicją zawartą w dyrektywie. Dalsze 40 % ekspansji upraw palm olejowych obejmowało kategorie użytkowania gruntów porośniętych zaroślami. Z tych powodów przyjmuje się, że do celów niniejszego sprawozdania wielkość 20 % ekspansji na lasy według [Austin i in. 2017] w latach 2010–2015 można uznać za zaniżoną.



Szacunki JRC dotyczące średniego odsetka ekspansji upraw palmy olejowej na obszary zalesione w odniesieniu do reszty świata rok ekspansji Ameryka Łacińska Afryka pozostała część Azji % światowej ekspansji upraw palm olejowych w latach 2008–2015 2008–2015 9 % 3 % 5 % Furumo i Aide 2017 2001–2015 20 % Maaijard i in. z 2018 r. 6 % Vijay i in. 2016 2013 21 % 6 % 4 % średnia ważona dla reszty świata 2013 13 % Jak wynika z tabeli, w przypadku pozostałych części świata zgłaszano niższe udziały ekspansji na obszary zalesione. Ważąc wyniki dla Ameryki Łacińskiej, Afryki i pozostałej części Azji (z wyłączeniem Indonezji i Malezji), uzyskano średni udział ekspansji plantacji palm olejowych na obszary zalesione na poziomie 13 %. Biorąc pod uwagę wyniki badań regionalnych dotyczących ekspansji upraw palm olejowych na grunty zasobne w pierwiastek węgla w Malezji i Indonezji oraz dowody na taką ekspansję w pozostałych częściach świata, można ogólnie uznać, że światowy średni udział ekspansji upraw palm olejowych na obszary zalesione na poziomie 45 % zaproponowany przez [Vijay i in. 2016] został dobrze oszacowany. Odsetek ekspansji upraw palm olejowych na torfowiska [Abood i in. 2014] stwierdzili, że 21 % znanych indonezyjskich koncesji na uprawę palm olejowych obejmowało torfowiska, a 10 % obejmowało torfowiska o dużej miąższości (>3 m), które na mocy dekretu rządu indonezyjskiego z 1990 r. mają być chronione przed odwodnieniem. W latach 2000–2010 odnotowano wylesienie na 535 tys. ha bagien torfowych na terenach, które objęto indonezyjskimi koncesjami na uprawę palm olejowych, co stanowi 33 % ekspansji upraw palm olejowych na obszary objęte koncesjami. [Miettinen i in. 2012, 2016] przeanalizowali zdjęcia satelitarne wysokiej rozdzielczości w celu prześledzenia ekspansji dojrzałych plantacji palm olejowych na torfowiska w latach 1990–2015. Do identyfikacji torfowisk wykorzystali europejskie archiwum cyfrowe map glebowych JRC oraz zgłosili, że w latach 2007–2015 plantacje palm olejowych zajęły 1089 tys. ha powierzchni torfowisk indonezyjskich i 436 tys. ha powierzchni torfowisk malezyjskich. W wyniku podzielenia przez wzrost obszaru uprawy dojrzałych palm olejowych w tym okresie uzyskuje się udział ekspansji upraw palm olejowych na torfowiska na poziomie 24 % w Indonezji i na poziomie 42 % w Malezji. W odniesieniu do ostatniego okresu sprawozdawczego, tj. za lata 2010–2015, dane te wynoszą odpowiednio 25 % i 36 %. Malezyjska Rada ds. Oleju Palmowego opublikowała badanie na temat oleju palmowego [Omar i in. 2010] w oparciu o identyfikację upraw palm olejowych za pomocą systemu informacji geograficznej, a także na podstawie mapy gleb z malezyjskiego Ministerstwa Rolnictwa. Według nich odsetek upraw palm na torfowiskach w Malezji wzrósł z 8,2 % w 2003 r. do 13,3 % w 2009 r., co odpowiada odpowiednio 313 i 666 tys. ha. Ich dane wskazują, że w tym samym okresie łączna powierzchnia upraw palm olejowych wzrosła z 3813 do 5011 tys. ha, więc część tej ekspansji, która dotyczyła torfu, wyniosła 30 %. W [SARvision 2011] stwierdzono, że w latach 2005–2010 w Sarawaku, malezyjskiej prowincji, w której ma miejsce największa ekspansja, w granicach znanych koncesji na uprawę palm olejowych wycięto ponad 535 tys. hektarów lasu torfowego. Odpowiada to wzrostowi powierzchni zbiorów owoców palm olejowych w tym okresie o około 32 % . Nie uwzględniono w tym wylesienia torfowisk na potrzeby uprawy palm olejowych poza granicami obszaru koncesji, a także wszelkich przekształceń torfowisk, które nie były zalesione w momencie przekształcenia. [Gunarso i in. 2013] zgłosili nietypowo niski odsetek ekspansji upraw palm olejowych na torfie w Malezji (zgodnie z ich dodatkowymi informacjami jedynie 6 % w latach 2000–2010). Jest to znacznie poniżej wszelkich innych szacunków, nawet pochodzących z malezyjskich źródeł, w związku z czym wartość tę pominięto . W przypadku Indonezji dane uzupełniające w [Gunarso i in. 2013] pokazują, że w latach 2005–2010 ekspansja upraw palm olejowych objęła w 24 % bagna torfowe, przy czym wartość ta wzrasta jedynie do ok. 26 %, jeżeli uwzględni się proces przekształcania bagna torfowego, w którym pośrednim etapem jest „naga gleba”. [Austin i in. 2017] stwierdzili, że część indonezyjskiej ekspansji upraw palm olejowych na torfowiska utrzymywała się na poziomie ok. 20 % we wszystkich badanych okresach (1995–2015) bez żadnej korekty pod kątem „nagiej gleby”. Powodem, dla którego wyniki uzyskane przez Austina są niższe od pozostałych, jest wykorzystanie mapy torfowisk opracowanej przez BBSDLP , udostępnionej przez indonezyjskie Ministerstwo Rolnictwa (H. Valin, prywatna rozmowa, 5 grudnia 2018 r.). Mapa BBSDLP nie obejmuje obszarów o grubości torfu poniżej 0,5 m , i z tego po części powodu pokazuje ona o 13,5 % mniej obszaru torfowisk niż mapy z Wetlands International, które z kolei prawdopodobnie zaniżają obszar torfowisk o 10–13 % zgodnie z badaniami opartymi na pomiarach w terenie. [Hooijer i Vernimmen 2013]. Dane ilościowe dotyczące odsetka ekspansji palm na torfowiska w pozostałych częściach świata nie są dostępne. W latach 2008–15 9 % ekspansji upraw palm olejowych miało miejsce w Ameryce Łacińskiej, 5 % w pozostałych częściach Azji, a 3 % w Afryce. W Ameryce Południowej, w szczególności w Peru, Boliwii, Wenezueli i wzdłuż Amazonki, występują znaczne obszary torfowisk tropikalnych, ale nie są to znaczące obszary produkcji oleju palmowego. Największe na świecie tropikalne bagno torfowe znajduje się jednak w basenie Konga. Udzielono już tam co najmniej jednej koncesji na dużą uprawę palm olejowych o powierzchni wynoszącej 470 tys. ha (tj. 10 % całkowitej powierzchni upraw palm olejowych w Malezji) i w 89 % jest ona położona na torfowisku [Dargie i in. 2018]. Można się obawiać, że wraz ze spowolnieniem wzrostu produkcji w państwach Azji Południowo-Wschodniej wzrosną inwestycje w rozwój upraw palm olejowych na torfowiskach w Afryce i w Ameryce Łacińskiej. Kładąc największy nacisk na wyniki opracowań [Miettinen i in. 2012, 2016], które można uznać za najbardziej zaawansowaną literaturę naukową, i zakładając zerowe osuszenie torfowisk na potrzeby uprawy palm w pozostałych częściach świata, uzyskuje się interpolowaną średnią ważoną szacunkową wartość 23 % ekspansji upraw palm olejowych na torfowiska na całym świecie w latach 2008–2011.

Trzcina cukrowa W latach 2008–2015 ponad 80 % światowej ekspansji produkcji trzciny cukrowej odnotowano w Brazylii. W [Cuypers i in. 2013] oszacowano, że 36 % światowej ekspansji trzciny cukrowej w latach 1990–2008 przypadło na tereny, które wcześniej były lasem. Szacunek ten jest jednak prawdopodobnie zawyżony na potrzeby celów analizy: za przyczyny wylesiania uznano leśnictwo, ekspansję wypasania i ekspansję różnych upraw, na poziomie krajowym. Niewielki odsetek wylesiania przypisano pastwiskom, ponieważ nie odnotowano w tym zakresie ekspansji netto, natomiast uprawy trzciny cukrowej rosły w znacznym stopniu i w związku z tym przypisano im duży odsetek krajowego wylesienia. Jednak regiony Brazylii, w których miała miejsce największa ekspansja upraw trzciny cukrowej, nie pokrywają się z obszarami wysokiego wylesiania, co nie zostało uwzględnione w analizie [Cuypers et al. 2013]. W badaniu [Adami i in. 2012] stwierdzono, że w latach 2000–2009 tylko 0,6 % ekspansji upraw trzciny cukrowej w środkowo-południowej części Brazylii miało miejsce kosztem obszarów zalesionych. Chociaż region ten odpowiadał za około 90 % światowej ekspansji upraw trzciny cukrowej w tym okresie, w innych regionach Brazylii nastąpiła ekspansja, której nie uwzględniono w tym badaniu. W badaniu [Sparovek i in. 2008] zgodzono się, że w latach 1996–2006 ekspansja upraw trzciny cukrowej w środkowo-południowej części Brazylii przebiegała prawie całkowicie kosztem pastwisk lub innych upraw (ponieważ w tym regionie pozostały nieliczne obszary zalesione); kolejne 27 % ekspansji nastąpiło jednak na obszarach „peryferyjnych” wokół i wewnątrz biomu Amazonki, w biomach północno-wschodnim i lasu atlantyckiego. W tych peryferyjnych regionach istniała korelacja pomiędzy wylesieniem w przeliczeniu na gminę a ekspansją upraw trzciny cukrowej. W dokumencie nie podano jednak żadnych danych dotyczących udziału ekspansji na obszary zalesione. W rezultacie literatura przedmiotu nie mogła zapewnić odpowiedniego ilościowego określenia poziomu wylesiania spowodowanego trzciną cukrową. Kukurydza Zazwyczaj nie uważa się, aby zboża powodowały wylesianie, ponieważ większość produkcji prowadzona jest w strefach umiarkowanych, gdzie wylesianie jest zasadniczo niewielkie. Kukurydza jest jednak również rośliną tropikalną, często uprawianą w małych gospodarstwach rolnych, a także naprzemiennie z soją w dużych gospodarstwach. Nieproporcjonalna część ekspansji kukurydzy przypada na regiony tropikalne, w których wylesianie jest bardziej powszechne i emisyjne. Ekspansja w Chinach skoncentrowała się na obszarach marginalnych na północnym wschodzie kraju [Hansen 2017], które, jak należy sądzić, w większości są raczej stepami trawiastymi, a nie lasami. Ekspansji w Brazylii i Argentynie można przypisać taki sam odsetek wylesiania, jak w przypadku soi w Brazylii. W badaniu [Lark i in. 2015] stwierdzono, że w latach 2008–2012 ekspansja upraw kukurydzy w Stanach Zjednoczonych odbyła się w 3 % kosztem lasów, w 8 % kosztem zarośli, a w 2 % kosztem terenów podmokłych. Trudno jest jednak dokonać oszacowania na szczeblu światowym, nie posiadając szczegółowych informacji na temat tego, co dzieje się w każdym kraju.



Źródła [Abood i in. 2015] Abood, S. A., Lee, J. S. H., Burivalova, Z., Garcia-Ulloa, J., i Koh, L. P. (2015). Relative Contributions of the Logging, Fiber, Palm oil, and Mining Industries to Forest Loss in Indonesia Conservation Letters, 8(1), 58–67. http://doi.org/10.1111/conl.12103 [Adami i in. 2012] Adami, M., Rudorff, B. F. T., Freitas, R. M., Aguiar, D. A., Sugawara, L. M., i Mello, M. P. (2012). Remote Sensing Time Series to Evaluate Direct Land Use Change of Recent Expanded Sugarcane Crop in Brazil. Sustainability, 4, 574–585. http://doi.org/10.3390/su4040574 [Agroicone 2018] Moriera, A., Arantes, S., i Romeiro, M. (2018). Dokument informacyjny dotyczący dyrektywy RED II: ocena ryzyka pośredniej zmiany użytkowania gruntów w przypadku trzciny cukrowej i soi jako surowców do produkcji paliw. Agroicone, Sao Paulo 2018. [Austin i in. 2017] Austin, K. G., Mosnier, A., Pirker, J., McCallum, I., Fritz, S., i Kasibhatla, P. S. (2017). Shifting patterns of palm oil driven deforestation in Indonesia and implications for zero-deforestation commitments. Land Use Policy, 69(sierpień), 41–48. http://doi.org/10.1016/j.landusepol.2017.08.036 [Carlson i in. 2013] Carlson, K. M., Curran, L. M., Asner, G. P., Pittman, A. M., Trigg, S. N., i Marion Adeney, J. (2013). Carbon emissions from forest conversion by Kalimantan palm oil plantations. Nature Clim. Change, Pozyskano z https://www.nature.com/nclimate/journal/v3/n3/pdf/nclimate1702.pdf [Curtis i in. 2018] Curtis, P. G., Slay, C. M., Harris, N. L., Tyukavina, A., i Hansen, M. C. (2018). Classifying drivers of global forest loss. Science, 361(6407), 1108–1111. http://doi.org/10.1126/science.aau3445 [Cuypers i in. 2013] Cuypers, D., Geerken, T., Gorissen, L., Peters, G., Karstensen, J., Prieler, S., van Velthuizen, H. (2013). The impact of EU consumption on deforestation: Comprehensive analysis of the impact of EU consumption on deforestation. Komisja Europejska. http://doi.org/10.2779/822269 [Dargie i in. 2018] Dargie, G.C., Lawson, I.T., Rayden, T.J. i in. Mitig Adapt Strateg Glob Change (2018). https://doi.org/10.1007/s11027-017-9774-8

[FAOstat 2008], Food and Agriculture Organization of the United Nations, Searchable database of crop production statistics, http://www.fao.org/faostat/en/#data/QC [Fehlenberg i in. 2017] Fehlenberg, V., Baumann, M., Gasparri, N. I., Piquer-Rodriguez, M., Gavier-Pizarro, G., i Kuemmerle, T. (2017). The role of soybean production as an underlying driver of deforestation in the South American Chaco. Global Environmental Change, 45(kwiecień), 24–34. http://doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2017.05.001 [Furumo i Aide 2017] Furumo, P. R., i Aide, T. M. (2017). Characterizing commercial palm oil expansion in Latin America: land use change and trade. Environmental Research Letters, 12(2), 024008. http://doi.org/10.1088/1748-9326/aa5892 [Gaveau 2016] Gaveau, D.L.A., Sheil, D., Husnayaen, Salim, M.A., Arjasakusuma, S., Ancrenaz, M., Pacheco, P., Meijaard, E., 2016. Rapid conversions and avoided deforestation: examining four decades of industrial plantation expansion in Borneo. Nature - Scientific Reports 6, 32017. [Gaveau 2018] Gaveau, D.L.A., Locatelli, B., Salim, M.A., Yaen, H., Pacheco, P. and Sheil, D. Rise and fall of forest loss and industrial plantations in Borneo (2000–2017). Conservation Letters. 2018;e12622. https://doi.org/10.1111/conl.12622 [Gibbs i in. 2015] Gibbs, H. K., Rausch, L., Munger, J., Schelly, I., Morton, D. C., Noojipady, P., Walker, N. F. (2015). Brazil’s Soy Moratorium: Supply-chain governance is needed to avoid deforestation. Science, 347(6220), 377–378. http://doi.org/10.1126/science.aaa0181. [Graesser i in. 2015] Graesser, J., Aide, T. M., Grau, H. R., i Ramankutty, N. (2015). Cropland/pastureland dynamics and the slowdown of deforestation in Latin America. Environmental Research Letters, 10(3), 034017. http://doi.org/10.1088/1748-9326/10/3/034017 [Gunarso i in. 2013] Gunarso, P., Hartoyo, M. E., Agus, F., & Killeen, T. J. (2013). Palm oil and Land Use Change in Indonesia, Malaysia and Papua New Guinea. RSPO. http://doi.org/papers2://publication/uuid/76FA59A7-334A-499C-B12D-3E24B6929AAE

Materiały dodatkowe: https://rspo.org/key-documents/supplementary-materials [Hansen i in. 2017] Hansen, J., M.A. Marchant, F. Tuan, i A. Somwaru. 2017. „U.S. Agricultural Exports to China Increased Rapidly Making China the Number One Market.” Choices. Q2. http://www.choicesmagazine.org/choices-magazine/theme-articles/us-commodity-markets-respond-to-changes-in-chinas-ag-policies/us-agricultural-exports-to-china-increased-rapidly-making-china-the-number-one-market [Henders i in. 2015] Henders, S., Persson, U. M., & Kastner, T. Trading forests: Land-use change and carbon emissions embodied in production and exports of forest-risk commodities. Environmental Research Letters, 10(12), 125012. http://doi.org/10.1088/1748-9326/10/12/125012 http://doi.org/10.1088/1748-9326/10/12/125012 [Hooijer i Vernimmen 2013] Hooijer, A. and Vernimmen, R. 2013 “Peatland maps: accuracy assessment and recommendations” Report by Deltares & Euroconsult Mott MacDonald for Implementation of Agentschap NL 6201068 QANS Lowland Development edepot.wur.nl/251354 [Jusys 2017] Jusys, T. (2017) A confirmation of the indirect impact of sugarcane on deforestation in the Amazon, Journal of Land Use Science, 12:2-3, 125-137, DOI: 10.1080/1747423X.2017.1291766 [Lark i in. 2015] Lark, T.J, Salmon, M.J, & Gibbs, H. (2015). Cropland expansion outpaces agricultural and biofuel policies in the United States. Environmental Research Letters. 10. 10.1088/1748-9326/10/4/044003. [LCAworks 2018] Strapasson, A., Falcao, J., Rossberg, T., Buss, G., i Woods, J. Land use Change and the European Biofuels Policy: the expansion of oilseed feedstocks on lands with high carbon stocks. Sprawozdanie techniczne przygotowane przez LCAworks Ltd. we współpracy z Sofiproteol (Francja). [Machedo i in. 2012] Macedo, M. N., DeFries, R. S., Morton, D. C., Stickler, C. M., Galford, G. L., i Shimabukuro, Y. E. (2012). Decoupling of deforestation and soy production in the southern Amazon during the late 2000s. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 109(4), 1341–6. http://doi.org/10.1073/pnas.1111374109 [Malins. 2017] Malins, C. (2017). For peat’s sake - Understanding the climate implications of palm oil biodiesel. Cerulogy and Rainforest Foundation Norway, London 2017. Pozyskano z http://www.cerulogy.com/uncategorized/for-peats-sake/ [Malins 2018] Malins, C. (2018). Driving deforestation: the impact of expanding palm oil demand through biofuel policy, London 2018. Pozyskano z http://www.cerulogy.com/palm oil/driving-deforestation/ [Meijaard i in. 2018] Meijaard, E., Garcia-Ulloa, J., Sheil, D., Wich, S.A., Carlson, K.M., Juffe-Bignoli, D., and Brooks, T. (2018). Palm oil and biodiversity. http://doi.org/https://doi.org/10.2305/IUCN.CH.2018.11.en [Miettinen i in. 2012] Miettinen, J., Hooijer, A., Tollenaar, D., Page, S. E., i Malins, C. (2012). Historical Analysis and Projection of Palm oil Plantation Expansion on Peatland in Southeast Asia. Washington, D.C.: International Council on Clean Transportation. [Miettinen i in. 2016] Miettinen, J., Shi, C., i Liew, S. C. (2016). Land cover distribution in the peatlands of Peninsular Malaysia, Sumatra and Borneo in 2015 with changes since 1990. Global Ecology and Conservation, 6, 67–78. http://doi.org/10.1016/j.gecco.2016.02.004

[Morton i in. 2006] Morton, D. C., DeFries, R. S., Shimabukuro, Y. E., Anderson, L. O., Arai, E., del Bon Espirito-Santo, F., … Morisette, J. (2006). Cropland expansion changes deforestation dynamics in the southern Brazilian Amazon. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 103(39), 14637-14641. http://doi.org/10.1073/pnas.0606377103 [Omar i in. 2010] Omar, W., Aziz, N.A., Mohammed A.T., Harun, M.H. i Din, A.K.; „Mapping of oil palm cultivation on peatland in Malaysia, Malaysian Palm Oil Board Information series 529, MPOB TT nr. 473, czerwiec 2010. ISSN 1511–7871. [Page i in. 2011] Page, S.E., Morrison, R., Malins, C., Hooijer, A., Rieley, J.O. Jaujiainen, J. (2011). Review of Peat Surface Greenhouse Gas Emissions from Palm oil Plantations in Southeast Asia. Indirect Effects of Biofuel Production, (15), 1–77. [Richards i in. 2017] Richards, P. D., Arima, E., VanWey, L., Cohn, A., i Bhattarai, N. (2017). Are Brazil’s Deforesters Avoiding Detection? Conservation Letters, 10(4), 469-475. http://doi.org/10.1111/conl.12310 [SARVision 2011] SARVision. (2011). Impact of palm oil plantations on peatland conversion in Sarawak 2005-2010, (styczeń 2011), 1–14. http://archive.wetlands.org/Portals/0/publications/Report/Sarvision%20Sarawak%20Report%20Final%20for%20Web.pdf [Searle i Giuntoli 2018] Searle, A. S., i Giuntoli, J. (2018). Analysis of high and low indirect land-use change definitions in European Union renewable fuel policy. [Sparovek i in. 2008] Sparovek, G.; A. Barretto; G. Berndes; S. Martins; oraz Maule, R. (2008). „Environmental, land-use and economic implications of Brazilian sugarcane expansion 1996–2006.” Mitigation and Adaption Strategies for Global Change, 14(3), s. 285. [USDA 2008] United States Department of Agriculture Foreign Agricultural Service. Searchable database of Production, Supply and Distribution data of crops. https://apps.fas.usda.gov/psdonline/app/index.html#/app/advQuery [Vijay i in. 2016] Vijay, V., Pimm, S. L., Jenkins, C. N., Smith, S. J., Walker, W., Soto, C., … Rodrigues, H. (2016). The Impacts of Palm oil on Recent Deforestation and Biodiversity Loss. PLOS ONE, 11(7), e0159668. http://doi.org/10.1371/journal.pone.0159668 [Waroux i in. 2016] Waroux, Y., Garrett, R. D., Heilmayr, R., & Lambin, E. F. (2016). Land-use policies and corporate investments in agriculture in the Gran Chaco and Chiquitano. Proceedings of the National Academy of Sciences, 113(15), 4021–4026. http://doi.org/10.1073/pnas.1602646113 [Yousefi i in. 2018].Yousefi, A., Bellantonoio, M, and Hurowitz,G., The avoidable Crisis, Mighty Earth, Regnskogfondet and FERN, marzec 2018, http://www.mightyearth.org/avoidablecrisis/ ZAŁĄCZNIK 2 Analiza systemu informacji geograficznej 1. Metoda Aby oszacować stopień wylesienia i odnośnych emisji związanych z ekspansją upraw przeznaczonych do produkcji biopaliw od 2008 r., na obszarach o gęstości zwarcia drzewostanu wynoszącej ponad 10 %, zastosowano geoprzestrzenne podejście modelowe, które umożliwiło połączenie mapy aplikacji Global Forest Watch przedstawiającej stopień wylesienia z mapami MapSPAM i EarthStat przedstawiającymi rodzaje upraw na świecie. Dalsze szczegóły dotyczące podejścia przedstawiono poniżej, a źródła danych wykorzystanych w analizie zamieszczono w tabeli poniżej. Analizę przeprowadzono na równiku z wykorzystaniem pikseli o rozmiarze około 100 ha. Źródła danych Dane dotyczące upraw Obecnie nie są dostępne globalnie spójne mapy przedstawiające ekspansję w czasie w przypadku wszystkich poszczególnych upraw przeznaczonych do produkcji biopaliw, chociaż prowadzone są badania, które dzięki interpretacji obrazów satelitarnych mogą umożliwić osiągnięcie tego celu w przypadku palm olejowych i soi. Na potrzeby tej analizy oparto się na dwóch źródłach dla map przedstawiających jeden rodzaj upraw rocznych: MapSPAM (IFPRI i IIASA 2016), które rejestrują globalną dystrybucję 42 rodzajów upraw w 2005 r. oraz EarthStat (Ramanutty i in. 2008), które mapują obszary upraw i pastwisk w 2000 r. Oba źródła danych dotyczących upraw bazują na podejściach, które łączą w sobie różne precyzyjne przestrzenne dane wejściowe w celu sporządzenia wiarygodnych szacunków dotyczących globalnego rozmieszczenia upraw. Dane wejściowe obejmują statystyki dotyczące produkcji w skali jednostek administracyjnych (szczebla niższego niż krajowy), różne mapy pokrycia terenu sporządzone na podstawie zobrazowania satelitarnego oraz mapy przydatności upraw tworzone na podstawie lokalnych warunków krajobrazowych, klimatycznych i glebowych.

Z uwagi na brak aktualnych map globalnych dla poszczególnych upraw, a także brak spójnych informacji na temat ich ekspansji w czasie, głównym założeniem wykorzystanym w tej analizie jest fakt, że całkowite wylesienie i związane z nim emisje gazów cieplarnianych występujące na danym obszarze od 2008 r. mogą zostać przypisane określonej uprawie na podstawie proporcjonalnej powierzchni każdej uprawy w odniesieniu do całkowitej powierzchni użytków rolnych, w tym pastwisk, występujących w obrębie tego samego piksela mapy upraw. Dane dotyczące wylesiania Podstawę analizy wylesiania stanowiły opublikowane mapy rocznego globalnego drzewostanu w latach 2001–2017, które sporządzono na podstawie obserwacji satelitarnych i które są dostępne w witrynie Global Forest Watch. Dane dotyczące utraty drzewostanu są dostępne w rozdzielczości 30 metrów lub w rozmiarze pikseli wynoszącym 0,09 ha. Pierwotne dane na temat utraty drzewostanu przedstawione przez Hansen i in. (2013) nie uwzględniają oddzielenia całkowitego przekształcenia (tj. wylesiania) od tymczasowej utraty drzewostanu spowodowanej gospodarką leśną lub pożarem lasu. W związku z tym w niniejszej analizie uwzględniono jedynie podzbiór pikseli obrazujących utratę drzewostanu, dotyczący obszarów, na których przeważa wylesianie w celu pozyskania surowca, co przedstawił Curtis i in. (2018) na mapie w rozdzielczości siatki o boku 10 km . Dlatego też z analizy wyłączono obszary, na których dominują inne czynniki, takie jak leśnictwo lub rolnictwo wędrowne. W ramach kategorii wylesiania w celu pozyskania surowca, na potrzeby analizy pod uwagę wzięto jedynie piksele, w obrębie których odsetek zwarcia drzewostanu wynosi powyżej 10 %, przy czym „odsetek zwarcia drzewostanu” określa się jako gęstość zwarcia drzewostanu na powierzchni gruntów w 2000 r. Biorąc pod uwagę szczególne kryteria zawarte w dyrektywie RED II (zob. lit. b) i c) w powyższym rozdziale „Kontekst”), wyniki analiz podzielono na wylesianie w odniesieniu do lat 2008–2015 dla obszarów o odsetku zwarcia drzewostanu powyżej 30 % oraz obszarów o odsetku zwarcia drzewostanu wynoszącym 10–30 %. W badaniu Curtisa i in. (2018) wskazano, że w danym momencie w krajobrazie może występować wiele czynników powodujących wylesianie, a w trakcie 15-letniego okresu badań dominujący czynnik może zmieniać się na przestrzeni lat; w ich modelu przypisano tylko jeden czynnik dominujący, który w okresie objętym badaniem przyczynił się do większości utraty drzewostanu w obrębie tego krajobrazu. Jednym z założeń przyjętych w tej analizie było to, że wszystkie obszary objęte utratą drzewostanu, na których dominuje wylesianie w celu pozyskania surowca, były przeznaczone do celów ekspansji na nowe użytki rolne. To założenie prowadziłoby do przeszacowania wpływu upraw towarowych w obrębie tych pikseli. Z drugiej strony rolnictwo może rozwijać się również na obszarach zdominowanych przez rolnictwo wędrowne lub leśnictwo; pozostałe klasy z mapy badania Curtisa i in. (2018) wyłączono z analizy. Oznacza to, że metoda ta mogłaby powodować zaniżenie szacunków wylesiania spowodowanego uprawami. Obszary, na których występuje ślad węglowy w przypadku dziewięciu upraw uwzględnionych w tej analizie, zostały jednak zaliczone głównie do klasy wylesiania w celu pozyskania surowca, a zatem przyjęto, że obszary upraw nieobjęte tą klasą cechują się niewielką powierzchnią (zob. poniższą sekcję – model przydziału upraw), a w związku z tym udział tych obszarów w ostatecznej sumie powinien być niewielki. Dane dotyczące torfowisk Torfowisko zdefiniowano przy użyciu tych samych map, co w badaniu Miettinen i in. 2016, którzy mapowali zmiany pokrycia gruntu w latach 1990–2015 na torfowiskach Półwyspu Malajskiego, Sumatry i Borneo. W przypadku Sumatry i Kalimantanu w badaniu Miettinena i in. z 2016 r. uwzględniono torfowiska z atlasów torfowisk Wetlands International 1:700 000 (Wahyunto i in. 2003, Wahyunto i in. 2004), przy czym definicja pojęcia „torfowisko” brzmiała następująco: „gleba powstała w wyniku akumulacji w długim okresie materii organicznej, takiej jak szczątki roślin”. Gleba torfowa na ogół jest podtopiona lub przez cały rok zalewana, chyba że zostanie osuszona.” Jak wspomniano w badaniu Wahyunto i Suryadiputra (2008), w atlasach torfowisk z kolei zestawiano dane pochodzące z różnych źródeł, w których do mapowania rozmieszczenia torfowisk wykorzystywano przede wszystkim zdjęcia (dane satelitarne, radarowe i lotnicze), a także dane z badań i mapowania gleby. W przypadku Malezji wykorzystywano lokalizację torfowisk z Europejskiego Archiwum Cyfrowego Map Glebowych (Selvaradjou i in. 2005). Z uwagi na znaczenie torfowisk w ogólnym użytkowaniu gruntów zajmowanych pod uprawy palm olejowych do celów produkcji biopaliw oraz obecność emisji gazów cieplarnianych, przeprowadzono analizę dotyczącą konkretnie wylesienia w wyniku ekspansji upraw palm olejowych na gleby torfowe. Wykorzystując dane dotyczące ekspansji przemysłowej upraw palm olejowych pochodzące z badania Miettinena i in. z 2016 r., oszacowano powierzchnię utraty drzewostanu, która wystąpiła przed rokiem znanej ekspansji upraw palm olejowych w latach 2008–2015. Dane dotyczące emisji gazów cieplarnianych Emisje wynikające z wylesiania, które miały miejsce od 2008 r., oszacowano jako utratę pierwiastka węgla z nadziemnej puli biomasy. Emisje wyraża się w megatonach dwutlenku węgla (Mt CO2). Emisje spowodowane utratą biomasy nadziemnej obliczono, nakładając mapę utraty drzewostanu (w latach 2008–2015) na mapę żywej nadziemnej biomasy drzewnej w 2000 r. Mapa biomasy, opracowana przez Woods Hole Research Center i pochodząca z obserwacji satelitarnych i naziemnych, jest dostępna w witrynie Global Forest Watch. Założono, że cała utracona biomasa jest „przenoszona” w postaci emisji do atmosfery podczas wycinki, chociaż występują opóźnienia związane z pewnymi przyczynami utraty drzewostanu. Emisje to raczej szacunki „brutto”, a nie „netto”, co oznacza, że nie uwzględniono wykorzystania gruntów po wycince oraz powiązanej z nim wartości pierwiastka węgla. Zakłada się, że zawartość węgla w biomasie nadziemnej wynosi 0,5 (IPCC 2003), a węgiel przeliczono na dwutlenek węgla przy zastosowaniu współczynnika przeliczeniowego 44/12 lub 3,67. Jedną z zalet stosowania mapy biomasy leśnej opartej na pikselach zawierającej wartości ciągłe zamiast przypisania kategorycznych wartości pierwiastka węgla do różnych rodzajów pokrycia terenu (np. lasów, terenów krzewistych, wartości IPCC poziomu 1 itp.) jest to, że dane wykorzystywane do szacowania utraty biomasy są całkowicie niezależne od wyboru mapy pokrycia terenu stosowanej do szacowania zmiany pokrycia terenu. Z analizy wyłączono emisje związane z innymi rezerwuarami węgla, takimi jak biomasa podziemna (korzenie), leżanina, odpady i węgiel w glebie, w tym rozkład torfu lub pożary. Zakres analizy Zakres globalnej analizy zdefiniowano nakładając na mapę wylesiania w celu pozyskania surowca (Curtis i in. 2018) uprawy odpowiednie do produkcji biopaliw (palmy olejowe, palmy kokosowe, pszenica, rzepak, kukurydza, soja, burak cukrowy, słonecznik i trzcina cukrowa). W analizie uwzględniono jedynie te piksele, które obejmowały jedną z dziewięciu upraw będących przedmiotem zainteresowania i które odnosiły się do klasy wylesiania w celu pozyskania surowca. Model przydziału upraw Całkowite wylesienie i emisje w ramach danego piksela o boku 1 km przypisano różnym odpowiednim uprawom do produkcji biopaliw w oparciu o stosunek powierzchni każdej uprawy w obrębie piksela („Uprawa X”, np. soja) do całkowitej powierzchni gruntów rolnych w obrębie piksela, zdefiniowanej tu jako suma gruntów uprawnych i pastwisk. W ten sposób względny udział każdej uprawy przeznaczonej do produkcji biopaliw w całkowitym śladzie rolniczym w obrębie danego piksela służył jako podstawa do przypisania stopnia wylesienia oraz świadczył o obecności emisji gazów cieplarnianych. Ponieważ jedna, globalnie spójna na całym świecie i aktualna mapa gruntów rolnych z podziałem na rodzaj uprawy nie była dostępna, zastosowano dwuetapowy proces, którego celem było przybliżenie względnej roli każdej stosownej uprawy przeznaczonej do produkcji biopaliw pod względem wylesiania i emisji w danej lokalizacji (Eq. 1). Na pierwszym etapie wykorzystano dane dotyczące upraw z ostatniego dostępnego roku (MapSPAM, 2005 r.), aby obliczyć stosunek Uprawy X do całkowitej powierzchni gruntów uprawnych w obrębie piksela. Na drugim etapie korzystano z danych EarthStat (2000 r.) do obliczenia stosunku całkowitej powierzchni gruntów uprawnych do całkowitej powierzchni pastwiskowej + gruntów uprawnych w obrębie piksela. (Wykorzystano dane EarthStat, ponieważ MapSPAM nie zawiera map pastwisk, a ekspansja pastwisk również odgrywa rolę w dynamice wylesiania). Połączenie tych dwóch etapów umożliwiło oszacowanie w przybliżeniu względnego udziału Uprawy X w całkowitym śladzie rolniczym w obrębie danego piksela, przy wykorzystaniu różnych źródeł danych z różnych okresów. Równanie nr 1: Końcowe obliczenia Po utworzeniu map przydziału upraw dla każdej stosownej uprawy biopaliw pomnożono całkowitą wielkość wylesiania i emisji gazów cieplarnianych przez udział Uprawy X na każdym kilometrowym pikselu oraz obliczono ogólne zbiorcze dane statystyczne z podziałem na wylesianie oraz emisje występujące na gruntach o zwarciu drzewostanu powyżej 30 %, a także na gruntach, na których zwarcie drzewostanu wynosi 10-30 %.