Last ned som pdf
Forfatter: Erik Svanes Rapportnr.: OR.08.12 versjon 16. november 2012 ISBN: 978-82-7520-665-5 82-7520-665-0 ISBN: 0803-6659 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Rapportnr.: OR.08.12 ISBN nr.: 978-82-7520-665-5 Rapporttype: ISBN nr.: 82-7520-665-0 Oppdragsrapport ISSN nr.: 0803-6659 Rapporttittel: Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie. Forfatter: Erik Svanes Prosjektnummer: 1285-4 Prosjekttittel: The climatic challenge of food products in a holistic environmental and life cycle perspective. KLIMAT. Oppdragsgivere: Oppdragsgivers referanse: BAMA Jens Strøm Emneord: Tilgjengelighet: Antall sider inkl. bilag: Åpen 70 Gulrot Klimaspor Metodeutvikling Livsløpsanalyse Godkjent: Dato: 01.11.2012 Erik Svanes Prosjektleder © Østfoldforskning Andreas Brekke Forskningsleder Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Innholdsfortegnelse Sammendrag .............................................................................................................................................. 1 1 Innledning og bakgrunn ..................................................................................................................... 2 2 Gulrot................................................................................................................................................. 3 3 Metodisk rammeverk ......................................................................................................................... 4 3.1 LCA metodikk ........................................................................................................................... 7 3.1.1 Miljøpåvirkninger ............................................................................................................. 8 3.2 Funksjonell enhet ................................................................................................................... 10 3.3 Systemgrenser ....................................................................................................................... 11 3.4 Allokering................................................................................................................................ 13 3.5 Infrastruktur ............................................................................................................................ 15 3.6 Innsatsfaktorer ........................................................................................................................ 15 3.7 Elektrisitet ............................................................................................................................... 16 3.8 Svinn ...................................................................................................................................... 17 3.9 Avfall ...................................................................................................................................... 18 3.10 Utslipp fra jord og fra gjødselhåndtering ................................................................................. 19 3.10.1 Utslipp av N2O fra jord ................................................................................................. 19 3.10.2 Utslipp av CO2 fra kalk og urea .................................................................................... 20 3.10.3 Utslipp av CO2 fra karbonet i jord og vegetasjon .......................................................... 20 3.11 Datakvalitet ............................................................................................................................. 21 3.11.1 Normalisering ............................................................................................................... 22 3.11.2 Vurdering av datakvalitet.............................................................................................. 22 3.11.3 Representativitet .......................................................................................................... 23 4 Gjennomføring og datagrunnlag ...................................................................................................... 25 4.1 Organisering ........................................................................................................................... 25 4.2 Produktsystem ........................................................................................................................ 25 4.3 Datainnsamling gårdsbruk ...................................................................................................... 26 4.3.1 Kjølelager på gården ..................................................................................................... 28 4.3.2 Infrastruktur ................................................................................................................... 29 4.3.3 Beregning av utslipp av N2O (lystgass) fra jord og CO2 fra kalking ................................ 29 4.3.4 Karbontap ...................................................................................................................... 30 4.4 Datainnsamling pakkeri .......................................................................................................... 30 4.4.1 Materialbalanse ............................................................................................................. 31 4.4.2 Allokering mellom hovedprodukter og biprodukter ......................................................... 32 4.5 Datainnsamling fra grossist, transport og handel .................................................................... 32 4.5.1 Data for grossist ............................................................................................................ 32 4.5.2 Data for transport........................................................................................................... 33 4.5.3 Data for butikk ............................................................................................................... 34 4.6 Data for siste del av verdikjeden ............................................................................................. 34 4.6.1 Transport til bolig ........................................................................................................... 34 4.6.2 Tilberedning og lagring .................................................................................................. 35 4.6.3 Svinn ............................................................................................................................. 35 4.7 Datainnsamling for øvrig ......................................................................................................... 35 4.7.1 Emballasje ..................................................................................................................... 36 © Østfoldforskning Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie 4.7.2 Avfall .............................................................................................................................36 5 Resultater ........................................................................................................................................37 5.1 Miljøbelastning av hovedproduktene .......................................................................................37 5.2 Miljøbelastning med næringstetthet som funksjonell enhet .....................................................39 5.3 Variasjon av miljøbelastning mellom primærprodusenter ........................................................40 5.4 Analyse av primærproduksjon.................................................................................................41 5.4.1 Karbontap i jord .............................................................................................................42 5.4.2 Produksjon av innsatsfaktorer ........................................................................................42 5.4.3 Effekt av infrastruktur .....................................................................................................43 5.4.4 Innkjøpte tjenester .........................................................................................................43 5.4.5 Bruk av innsatsfaktorer ..................................................................................................44 5.5 Analyse av prosessering .........................................................................................................45 5.6 Analyse av distribusjon og salg ...............................................................................................45 5.7 Analyse av forbrukerleddet .....................................................................................................45 5.8 Allokering ................................................................................................................................46 5.9 Systemgrenser........................................................................................................................47 5.10 Sammenligning med data fra andre land ................................................................................48 6 Diskusjon .........................................................................................................................................50 6.1 Diskusjon av klimaspor av BAMA gulrot ..................................................................................50 6.1.1 Generelt.........................................................................................................................50 6.1.2 Usikkerhet og variasjon .................................................................................................50 6.1.3 Produktvarianter ............................................................................................................51 6.1.4 ”Vugge til grav”-analyser ................................................................................................51 6.1.5 Sammenligninger med andre land .................................................................................52 6.2 Beregningsmetodikk ...............................................................................................................52 6.2.1 Systemgrenser ..............................................................................................................53 6.2.2 Funksjonell enhet ..........................................................................................................54 6.2.3 Allokering.......................................................................................................................54 6.2.4 Infrastruktur ...................................................................................................................55 6.2.5 Avfall .............................................................................................................................55 6.2.6 Datakvalitet ....................................................................................................................55 7 Nytteverdi for bedriftene ...................................................................................................................57 7.1 Interne forbedringstiltak ..........................................................................................................57 7.2 Øvrig nytteverdi.......................................................................................................................58 8 Konklusjon .......................................................................................................................................60 9 Referanser .......................................................................................................................................61 Vedlegg 1 Vedlegg 2 © Østfoldforskning Andre miljøpåvirkninger .................................................................................................63 Utviklet metodikk……………………………………………………………………………….65 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Sammendrag Forskningsprosjektet ”KLIMAT” ble gjennomført 1.1.2009 til 31.8.2012. Det viktigste mål med prosjektet var å utvikle en ”best practice” metodikk for kvantifisering av klimaspor for matprodukter, med fokus på frukt, grønnsaker, meieriprodukter og kjøttprodukter. Metodikken skulle prøves ut på 6 utvalgte case-produkter. Et av disse produktene var gulrot. Produktet ble valgt ut fordi det er produkt med høyt salgsvolum, en stor del av produksjonen skjer i Norge og det kan antas å representere rotgrønnsaker som er en svært viktig gruppe grønnsaksprodukter. Østfoldforskning har, i samarbeid med BAMA og Gartnerhallen, hentet inn nødvendig data for å gjennomføre studien. Data kom fra en gruppe på 13 produsenter med tilknytning til Lågendalen som alle leverte produktene til Lågen Gulrot for prosessering og pakking. Produsentene var frivillig tilknyttet et online rapporteringssystem for en rekke opplysninger, blant annet opplysninger om resurssbruk som ble brukt i denne studien. Klimasporet for gulrot pakket i beger var ifølge metodikken som ble utviklet 0,39 kg CO2-ekv/kg produkt levert til forbruker, 0,44 kg CO2-ekv/kg forbrukt gulrot. 1 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie 1 Innledning og bakgrunn Forskningsprosjektet ”KLIMAT” ble igangsatt 01.01.2009 og ble avsluttet 31.08.2012. Partnere i prosjektet var BAMA, Coop, Norgesgruppen, Nortura og Tine. Hovedformålet med prosjektet var å utvikle en ”best practise” metodikk for kvantifisering av klimaspor av utvalgte matprodukter. Som et grunnlag for metodeutviklingen skulle klimasporanalyser av 6 case-produkter gjøres. Resultatene av disse analysene kunne brukes som underlag for bedriftene i deres arbeid med å redusere egen miljøpåvirkning eller miljøpåvirkningen til partnerne i verdikjeden. De kunne også brukes i markedsføringsøyemed. I tillegg skulle prosjektet lede til kompetansebygging i de involverte bedriftene og hjelpe norsk næringsliv i å tilpasse seg evt. framtidige krav fra markedet om klimasporresultater for produkter. En annen målsetning i prosjektet var å gi input til internasjonale samarbeidsprosjekter på området, særlig ISO 14067, en global standard som setter regler for kvantifisering og kommunikasjon av klimaspor for produkter og tjenester. Klimasporanalysene skulle gjøres med basis i metodikken livsløpsanalyser (LCA) siden denne metodikken er utgangspunkt for de tre globale standarder for klimaspor som er under utvikling (ISO 14067) eller allerede eksisterer (PAS 2050 og GHG Protocol Products Standard). Gulrot ble valgt ut som caseproduktet fordi det er produkt med høyt salgsvolum, en stor del av produksjonen skjer i Norge og det kan antas å representere rotgrønnsaker som er en svært viktig gruppe grønnsaksprodukter. Studien skulle bruke data som allerede var innhentet av Gartnerhallen i et prøveprosjekt med elektronisk registrering av primærdata (GH-dok) gjort av en gruppe produsenter som leverte til pakkeriet Lågen Gulrot. 2 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie 2 Gulrot Gulrot (Daucus Carota) er en rotgrønnsak som brukes både i rå og kokt form. 89 % av planten regnes som spisbar. Viktigste næringsstoff er Vitamin A og prekursorer for dette vitaminet, i tillegg til en rekke andre vitaminer og mineraler. Gulrot er sammen med tomat den mest solgte grønnsak i Norge, ca 31 000 tonn i 2010. Importandelen var dette året 17 %. Det meste av norsk produksjon foregår i Vestfold, Aust-Agder og Rogaland, med Larvik som viktigste kommune. Gulrot selges hovedsakelig som pakket produkt. Den har en svært god holdbarhet når den lagres kjølig. Svinn i butikk ble i 2010 beregnet å være ca 4,8 %, dog inneholder dette tallet også snackgulrot og minigulrot som ifølge butikkjedenes representanter hadde vesentlig høyere svinn enn vanlig gulrot. 3 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie 3 Metodisk rammeverk Livsløpsanalyser (LCA) er en svært omfattende og helhetlig analysemetode, men metoden inneholder mange frihetsgrader. Det betyr at en rekke metodiske valg må tas i analyseprosessen, for eksempel systemgrenser. Resultatet av analysen vil avhenge av valgene som gjøres. Det er derfor behov for detaljerte beregningsregler for å kunne produsere pålitelige og sammenlignbare klimaspor. Flere standarder og retningslinjer for produkters klimaspor (PCF=Product Carbon Footprint) finnes, eller er under utvikling. Disse standardene og retningslinjene har forskjellig status og er utviklet av forskjellige organisasjoner, men kalles i det følgende bare ”standarder” for enkelhets skyld. Det finnes tre tilnærmet globale standarder som er ferdig eller under utvikling. ISO 14067 (ISO 2011) er utvikling, GHG-protocol (WRI & WBCSD 2011) som ble publisert i 2011 og PAS 2050 (første utgave fra 2008) som ble revidert i 2011. Alle disse standardene bygger på livsløpsvurderinger (LCA). LCA er i sin tur basert på standardene ISO 14040 og ISO 14044 (ISO 2006a) (ISO 2006b). Hovedforskjellen mellom ”vanlige” livsløpsvurderinger og klimaspor og er at de førstnevnte omfatter flere miljøpåvirkningskategorier, mens klimaspor kun kartlegger klimagassutslipp1. PAS 2050 (BSI 2008) er den første retningslinjen for beregning av klimaspor (det er en ”Publicly Available Specification”, ikke en standard) som ble publisert. Første versjon kom i 2008 med revidert versjon i oktober 2011. Den er blitt utviklet av BSI, British Standards Institute. Den er mye brukt, noe som indikeres av et stort antall nedlastinger i mange land og av den store verdien av klimamerkede produkter i Storbritannia. Carbon Thrust, en statlig engelsk organisasjon, bruker i hovedsak denne standarden som bakgrunn for sine beregninger av klimaspor. Carbon Trust rapporterte i 2012 at organisasjonen hadde sertifisert mer enn 25 000 produkter i 21 land. Denne organisasjonen kan blant annet sertifisere produkter til å bruke klimamerket ”Carbon Footprint Reduction Label”. Mange bedrifter velger å beregne klimaspor og bruke det i sitt eget miljøarbeid, eller i verdikjeden. PAS er ikke ”stand-alone”. Den publiseres sammen med et veiledningsdokument som er offentlig tilgjengelige og gratis, i tillegg til en rekke veiledningsdokumenter og verktøy som er offentlig tilgjengelig, men må kjøpes (”Carbon Footprint Expert Toolkit” som koster 1350 £). PAS 2050 er blitt utviklet i samarbeid med eksperter innenfor sine områder. Den bærer preg av pragmatisme, enkelhet i bruk ser ut til å være høyt prioritert. Blant annet er infrastruktur ikke tatt med, hvilket betyr at for eksempel vannkraft og vindkraft tillegges urealistisk lave utslipp. Dessuten tillates utelukkende økonomisk allokering. En lang rekke bidrag til utslipp i verdikjeden er også utelatt, for eksempel utslipp knyttet til menneskelig arbeid og dyr for transportformål. Effekter av arealbruksendringer er tatt med ved hjelp av standardiserte faktorer. Disse faktorene er omdiskutert og har stor betydning for klimaspor i mange utviklingsland. For i-land har disse faktorene liten betydning fordi de fleste arealendringer allerede er foretatt. Et annen omdiskutert element i PAS 2050 er at effekten av karbonlagring i produkter godskrives i beregning av klimasporet. 1 De viktigste klimagassutslipp er CO2, metan, lystgass og fluorholdige gasser; KFK (klorfluorkarbon) og HKFK (hydroklorfluorkarbon). Klimagassutslipp omregnes til CO2-ekvivalenter, som tilsvarer den effekten en gitt mengde CO2 har på den globale oppvarmingen. De øvrige klimagassene har et sterkere oppvarmingspotensiale (GWP- Global Warming Potential) enn CO2, og utslipp av disse gassene omregnes derfor til CO2-ekvivalenter i henhold til deres GWP-verdier. 4 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Til tross for et omfattende harmoniseringsarbeid er ikke de tre ”standardene” fullstendig harmonisert. For en ytterligere utdypning av dette temaet se case-rapport for banan. GHG Protocol Product Standard (heretter GHGP) ble publisert i oktober 2011. Standarden er utviklet i nært samarbeid med næringslivsaktører globalt. Standarden er utviklet etter omfattende diskusjoner på en lang rekke samlinger rundt i verden med en bred sammensetning av interesserte parter. En omfattende høringsprosess ble gjennomført i 2010-2011 med blant annet uttesting av standardutkastet i nærmere 60 store og små selskaper. Standarden inneholder mye veiledning for brukerne og et separat veiledningsdokument finnes også. I tillegg finnes en rekke støttedokumenter for spesielle temaer. Dokumentet skal være ”stand-alone” dokument, de vil si det skal i seg selv være tilstrekkelig til å beregne klimaspor, understøttet av generelle veiledningsdokumenter. Veiledningsdokumentene er imidlertid ikke rettet mot spesifikke produktgrupper. I mange tilfeller er ikke spesifikke krav satt, dokumentet inneholder i stedet veiledning for å hjelpe brukerne til å foreta metodiske valg. Særregler er utarbeidet for tilfeller hvor klimaspor skal brukes i sammenligningsøyemed. I slike tilfeller skal mer detaljerte regler (Sector Rules), for spesifikke sektorer brukes. Slike regler ble i løpet av prosjektets siste del utviklet for hagebruksprodukter, og fikk betegnelsen PAS 2050-1. Det er imidlertid høyst uklart hvordan sammenligningsøyemed skal forstås. I det øyeblikket klimasporresultater for to konkurrerende produkter foreligger er det høyst sannsynlig at forbrukere vil sammenligne resultatene selv om studiene ikke er gjort i sammenligningsøyemed. Det foregår og har foregått mange andre initiativ for å standardisere kvantifisering og bruk av livsløpsvurderinger, særlig i forbindelse med bruk i beregning av klimaspor. EU har utviklet en håndbok kalt ILCD Handbook (European Union 2010). I denne boken er det blant annet gjort en differensiering av retningslinjer for LCA avhengig av hvordan resultatene skal brukes. Det er tre hovedinndelinger for definisjon av mål for en LCA (se tabell 1). Tabell 1. Ulike bruksområder for livsløpsanalyse. Beslutningsunderlag Ja Mikronivå Reduksjonspotensiale internt og/eller i verdikjeden Kommunikasjon til bedriftskunder for eksempel via EPD Kommunikasjon til forbrukere Makronivå Strategisk verktøy Politiske beslutninger Samfunnsutvikling Nei Kun dokumentasjon (accounting) Interaksjon med andre systemer (nytteverdi ved gjenvinning og unngått produksjon ved bruk av biprodukter) Rapportering internt Rapportering myndigheter Uten interaksjon: Utvikling av LCI data for enhetsprosesser Klimaspor skal som regel brukes som beslutningsgrunnlag, enten i internt forbedringsarbeid eller for at eksterne aktører skal kunne vurdere miljøbelastningen til produktet, men det er også en form for dokumentasjon. Det gjør at denne inndelingen ikke enkelt forklarer hvordan analysen skal gjennomgås. 5 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie En lang rekke metoder og indikatorer har vært i bruk for å vurdere produkters miljøbelastning. Metodene spenner fra enkle indikatorer (for eksempel ingrediensene i et vaskemiddel er nedbrytbare eller at tunfisk er fanget uten å drepe delfiner), oppfyllelse av en rekke miljørelaterte krav (for eksempel Svanemerket), til mer omfattende kvantitative metoder. Eksempler på sistnevnte er økologisk fotavtrykk (som forenklet sett angir størrelsen på landområdet som et produkt okkuperer i sitt livsløp eller krever for å produsere ressurser og rense utslipp), økoeffektivitet (miljøbelastning pr krone kostnad) og miljødeklarasjoner. Miljømerker som Svanemerket og den Europeiske Blomsten er definert som miljømerke type I, og er regulert i ISO standard 14024. Miljødeklarasjoner (EPD – Environmental Product Declaration) er særlig interessant fordi det er en svært omfattende metode og gir en kvantitativ oversikt over et produkts miljøbelastning. EN EPD skal gi opplysninger om alle de viktigste miljøbelastninger til et produkt. Det vil omfatte belastningskategorier som vanligvis inngår i LCAer som for eksempel klimabelastning, forsuring, eutrofiering, og resurssbruk som energi, vann og landareal. I tillegg skal andre belastninger tas med, for eksempel utslipp av toksiske stoffer eller virkning på biodiversitet. Ut fra en EPD kan klimasporet direkte avleses. EPDer gir altså samme informasjon som en klimasporanalyse, men er mye mer omfattende. EPDer bygger på LCA-metodikk og er standardisert i ISO 14025. Det betegnes som miIjømerking type III. I prinsippet skal en slik deklarasjon inneholde kvantitative opplysninger om alle vesentlige miljøbelastninger som oppstår i livsløpet til et produkt, samt i livsløpet til alle inngående innsatsfaktorer. Miljødeklarasjoner skal ikke bare beregnes, men også kommuniseres på en nøye spesifisert måte. Det stilles krav om at detaljerte, produktspesifikke regler (PCR - Product Category Rules) skal utvikles og brukes for hver produktgruppe. I tillegg er organiseringen av arbeidet med å ta fram og godkjenne EPDer og PCRer nøye beskrevet. Flere EPD systemer har i tillegg til sine administrative retningslinjer også faglige overordnede regler som regulerer beregningene, blant annet i forhold til systemgrenser. Disse reglene er nødvendige for å gjøre miljødeklarasjonene tilstrekkelig reproduserbare og sammenlignbare. Systemgrensene for en LCA til bruk i en miljødeklarasjon varierer fra produktgruppe til produktgruppe og om det er en B2B (Business to Business) eller B2C (Business to Consumer) deklarasjon. I mange tilfeller deklareres livsløpet ”Vugge til port”, det vil si at analysen stopper når produktet forlater produksjonsstedet (B2B). I andre tilfeller er større deler av livsløpet med, for eksempel fram til butikk (B2B eller B2C). Bruken av EPDer synes ikke å være utbredt. Årsaken kan være at det er for dyrt å utvikle EPDer, men også at det ikke er oppnådd global enighet om godkjenning av PCRer, ei heller i mer begrensede områder, som for eksempel innen EU. I mange tilfeller er ulike PCRer utviklet for samme produktområde. EPDer utviklet ut fra ulike PCRer kan ikke nødvendigvis sammenlignes, dermed forsvinner noe av hensikten med EPDer. Det finnes et internasjonalt EPDi system, men dette synes å være dominert av to land: Sverige og Italia. Systemet er drevet av Miljøstyrningsrådet, som ligger i Sverige Mange land har nasjonale EPD systemer som følger sine egne regler. Blant annet har Norge et EPD-system. Manglende harmonisering mellom systemene vanskeliggjør sammenligning av produkter på tvers av landegrenser. Noen fellestrekk finnes mellom systemene. Både det internasjonale EPD-systemet og det norske legger til grunn en systemavgrensning hvor miljøbelastningen knyttet til forbrenning tillegges systemet som genererer avfallet mens nytteverdien allokeres til systemet som brukes denne verdien. For materialgjenvinning tilfaller både utslipp og nytteverdi systemet som i sin tur bruker materialene. For 6 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie deponering tilfaller utslipp systemet som genererer avfallet, mens nytteverdi av oppsamlet deponigass tilfaller systemet som bruker gassen. I de globale standardene derimot stilles brukerne mer fritt til å velge metode. Enten kan ”Recycled content method (RCM) som beskrevet over, brukes eller den motsatte metoden: Closed loop approximation method (CLAM). I CLAM allokeres alle utslipp og all nytteverdi for avfallet generert innenfor systemgrensene til systemet som genererer avfallet. For å unngå dobbelt-telling vil det da ikke være mulig å kreditere bruk av resirkulert materiale. Det vil si at alt materialforbruk regnes som ny råvare. Det viktigste avfallet er som regel forbrukeremballasjen. Da hovedregelen er ”cradle-to-grave”, ved kommunikasjon mot forbrukere, i de nevnte standarder vil ved bruk av CLAM avfallsbehandling i forbrukslandene være viktig mens bruk av resirkulert materiale vil være uviktig. Av særlig interesse for denne studien er PCR for grønnsaker som defineres som CPC 012 i henhold til klassifiseringssystemet CPC. Klimamerker har blitt et viktig verktøy for formidling av klimaspor av produkter. Slike merker er karakterisert ved at selve klimasportallet angis på produktet, gjerne sammen med en logo som identifiserer klimamerkeordningen. Klimamerker er særlig utbredt i Europa (for eksempel STORBRITANNIA, Sveits, Italia, Frankrike) og i Asia (for eksempel Japan, Thailand, Sør-Korea). På samme måte som EPDer, men i motsetning til miljømerker av type I, inneholder ikke slike merker en bedømning av hvor bra miljømessig produktet er i forhold til andre lignende produkter. Slike bedømninger er overlatt til kjøperen å bedømme selv. Noen merker har imidlertid et reduksjonselement, det vil si at produsenten må sette et mål om reduksjon av klimasporet til produktet og dette målet må oppnås for å få beholde merket. Et eksempel på et slikt merke er ”Carbon Footprint Reduction Label” i UK. Kvantifiseringen av klimaspor er gjort ved bruk av regelsett, men det er store variasjoner mellom merkeordningene. Det ovenfor nevnte merket i Storbritannia bruker PAS 2050 som viktigste veiledning, men har i tillegg utviklet en rekke standard faktorer til bruk for visse produktgrupper, for eksempel en rekke utslippsfaktorer. I den Japanske ordningen brukes PCRer spesifikt for klimaspor, såkalte CFP-PCR. Av særlig interesse i denne studien er CFP-PCR for grønnsaker og frukt (PCR ID:PA-BF-02). Klimamerker kan ikke defineres som miljømerke type I eller III, men kan defineres som miljømerke type II, ”environmental claims”, miljøpåstander. Slike merker reguleres av ISO 14021. Denne standarden omfatter egentlig påstander som framsettes av produsenten selv, og ikke en tredje part slik som er tilfeller for klimamerker. Dermed framstår klimamerker som en mellomting av miljømerke type I og II. 3.1 LCA metodikk Denne studien ble gjennomført med bruk av metodikk for livsløpsanalyser (Life Cycle Assessment = LCA). Metodikken baserer seg på ISO-standardene 14040 og 14044. Metodikk for å fastslå potensiell miljøpåvirkning var, for de fleste miljøkategorier CML 2 baseline 2000, V2.04. For energibruk (cumulative energy demand = CED) ble følgende metoder brukt: CML 1992 V2.05 and Cumulative Energy Demand V1.05 av Ecoinvent. I tillegg til klimapåvirkning ble følgende miljøkategorier inkludert: forsuringspotensial, eutrofieringspotensial og energibruk. SimaPro 7.1.6 programvare og Ecoinvent 1.3/2.0 databaser ble brukt til å gjennomføre analysene. Selv om LCA-metodikken er standardisert inneholder den mange frihetsgrader, det vil si mange metodiske valg må gjøres og standardene sier ikke eksakt hva som skal gjøres i hvert tilfelle. For å bruke standarden på en måte som gjør resultatene sammenlignbare mellom forskjellige produkter og for det samme produktet over tid, må en mer detaljert metode utarbeides. Da det ikke finnes en 7 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie internasjonalt akseptert detaljert metode for denne produktgruppen ble en modulær framgangsmåte benyttet. Det betyr at klimasporet ble regnet ut med metoden som er blitt utviklet i løpet av prosjektet mens konsekvensene av forskjellige metodevalg i hver livssyklusfase i tillegg er blitt beregnet og presentert i rapporten. For eksempel er effekten av å bruke forskjellige typer allokering i produksjonsfasen undersøkt. En rekke standarder og retningslinjer eksisterer eller er under utvikling. Noen omfatter mange produkter mens andre gjelder for færre produkter. I utviklingen av ”Best Practice” metodikken er hensyn tatt til disse standardene og retningslinjene. En sammenligning av metodene er gjort i Tabell Feil! Bare hoveddokumentet. i konklusjonskapitlet. Den viktigste retningsgivende standarden har vært ISO 14067 (DIS draft) fordi ISO-standarder som regel er de viktigste globale standardene og er de mest internasjonalt anerkjente. ISO 14067 inneholder forskjellige krav avhengig av hvordan standarden brukes, om den skal være offentlig tilgjengelig eller ikke offentlig tilgjengelig. I denne studien er hovedvekten lagt på en vugge til butikk analyse som er tilpasset reglene for ikke offentlig tilgjengelige klimaspor, men i studien er også klimaspor tilpasset offentlig tilgjengelig bruk blitt utviklet. 3.1.1 Miljøpåvirkninger Denne studien omfatter ikke kun utslipp av klimaendringer, men det er valgt å inkludere følgende relevante kategorier: forsuring, overgjødsling og energibruk. Det er forskjeller på globale og regionale miljøpåvirkningskategorier. Global klimaendring er en miljøpåvirkningskategori som påvirker hele jordkloden, men det kan være store forskjeller i hvordan effekten av dette blir rundt om i verden. Forsuring og overgjødsling er miljøpåvirkningskategorier av mer regional og lokal karakter. Bidragene til forsuring som er kartlagt i denne studien kommer i hovedsak fra transport og effekten av disse utslipp skjer derfor også andre steder i verden. Tilsvarende gjelder for overgjødsling, som vanligvis i LCA-studier av matvarer i hovedsak er knyttet til jordbruksproduksjon. Kategoriene er grovt beskrevet nedenfor. Global klimaendring Det er vitenskapelig enighet at menneskelig aktivitet er skylden til økende konsentrasjon av klimagasser i atmosfæren og at disse endringene er i ferd med å skape en klimaendring. Dette skyldes utslipp av klimagasser, som skjer blant annet ved bruk av fossil energi. Global klimaendring kan medføre at temperatur, nedbørmengde, vindstyrke og havnivå kan enten øke eller synke lokalt og vind og havstrømmer kan endre retning. I noen områder kan stormer, orkaner og kraftige regnskyll eller tørkeperioder bli vanligere og dette påvirker livsbetingelsene for dyr og planter, og for menneskers bosetting, jordbruk og næringsvirksomhet. Tabellen viser de viktigste utslipp av klimagasser og deres bidrag til global klimaendring (GWP). 8 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Tabell 2. De viktigste utslipp av klimagasser og deres bidrag til global klimaendring. Utslipp Kjemisk formel Karbon dioksid Metan fossil Metan biologisk2 Lystgass CO2 CH4 CH4 N2O Omregningsfaktor GWP100 1 25 22,25 298 Enhet Kg CO2 ekv. / kg Kg CO2 ekv. / kg Kg CO2 ekv. / kg Kg CO2 ekv. / kg Forsuring Forsuring oppstår blant annet som følge av langtransporterte luftforurensninger, sur nedbør og utslipp av ammoniakk fra blant annet jordbruk. Forsuring av innsjøer dreper alger, dyr og fisk. Næringsstoffer fra jordsmonnet blir utvasket. Sur nedbør løser opp viktige næringsstoffer, som kalsium og kalium, og reduserer derfor tilgjengeligheten for planter. Det kan også medføre at mikroorganismer forsvinner, og dette gir redusert nedbryting av organisk materiale. Sur nedbør kan oppløse giftige metaller, slik at for eksempel aluminium og kvikksølv blir gjort tilgjengelig for planter og mikroorganismer. Tabellen viser de viktigste utslippene som bidrar til forsuring og deres omregningsfaktorer. Tabell 3. De viktigste utslipp og deres bidrag til forsuring. Utslipp Ammoniakk Svoveldioksid Nitrogenoksid Nitrogendioksid Kjemisk betegnelse NH3 SO2 NOX NO2 Omregningsfaktor Enhet 1,6 1,0 0,5 0,5 kg SO2 ekv. / kg kg SO2 ekv. / kg kg SO2 ekv. / kg kg SO2 ekv. / kg Overgjødsling Menneskeskapt overgjødsling (eutrofiering) i ferskvann og kystnære områder skyldes utslipp av næringsstoffer som fosfor (P) og nitrogen (N). Dette gir stor planteproduksjon og synlige virkninger av overgjødsling er uklart og misfarget vann, overgrodd bunn og strand og rask gjengroing. For stor algeproduksjon i forhold til tilgang på oksygen i vannet, fører til anaerob forråtnelse. Tabellen viser de viktigste utslipp som bidrar til overgjødsling og deres omregningsfaktorer. Tabell 4. Utvalg av de viktigste utslipp til vann og disse bidrag til overgjødsling. Utslipp Fosfor Fosfat Nitrogen Kjemisk betegnelse P Salter av PO43N Omregningsfaktor Enhet 3,06 1 0,42 kg PO43--ekv/ kg kg PO43--ekv/ kg kg PO43--ekv/ kg 2 Effekten av biologisk karbon har en lavere faktor enn fossilt karbon. Dette skyldes at utslipp av biologisk metan reduserer tilsvarende utslipp av CO2. Et eksempel kan være metan fra drøvtyggere; CO2 absorberes av planter (fotosyntesen) som spises av drøvtyggere, som ved fermentering av fôret igjen slipper ut metan. Se Guidelines for the Carbon Footprinting of dairy products in the UK (Carbon trust, 2010). 9 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Ammoniakk NH3 0,33 kg PO43--ekv/ kg Nitrogenoksid NOX 0,13 kg PO43--ekv/ kg Nitrat NO30,1 kg PO43--ekv/ kg Kjemisk oksygen forbruk KOF 0,022 kg PO43--ekv/ kg Ozon- nedbryting Visse kjemikalier vil, når de slippes ut til luft, reagere med ozon slik at nye kjemiske stoffer dannes. Den viktigste konsekvensen av dette er nedbrytning av det stratosfæriske ozonlaget. Dette laget har en viktig beskyttende funksjon mot skadelig UV-stråling som kan gi skader på både mennesker og dyr. De viktigste ozonnedbrytende stoffer har historisk sett vært klorfluorkarboner (KFK) som blant annet har vært brukt som kuldemedium i kjøleskap og til å blåse skum som brukes til isolasjon. Etter at disse stoffer helt eller delvis er blitt utfaset, mye på grunn av internasjonale konvensjoner, har hydroklorfluorkarboner overtatt for mange av disse applikasjonene. HKFK har en ozonreduserende effekt, om enn lavere enn KFK og er blitt utfaset, eller er på vei til å bli det i mange land. Energibruk Energibruk er i seg selv ikke en miljøpåvirkningskategori, men er likevel relevant. Tilgangen på nyttbar energi er begrenset i verden og energibruk er derfor en nyttig indikator for å måle et systems bærekraftighet. Det er naturlig å kartlegge både forbruk av ikke-fornybare (fossile) og fornybare energiressurser. Forholdet mellom energibærerne kan variere over tid avhengig av pris. Andre miljøpåvirkningskategorier Det ovenstående beskriver de miljøpåvirkningskategorier som er inkludert i denne studien. Det finnes andre miljøpåvirkningskategorier, som for eksempel fotokjemisk oksidasjon og human- og økotoksisitet, men disse er ikke vurdert her. 3.2 Funksjonell enhet Et viktig element i livsløpsanalyser er at miljøbelastningen skal relateres til en viss funksjon. Denne enheten kalles Funksjonell enhet, ofte forkortet F.U. (Functional Unit). For eksempel for maling vil ikke 1 l maling være F.U.. F.U. kan være malingsmengden som kreves for å dekke en viss mengde vegg ut fra visse kvalitetskrav. Mer presis vil følgende F.U. være: Malingsmengden som behøves for å vedlikeholde en vegg en viss tidsperiode, for eksempel 30 år. Dermed vil F.U. ikke bare være relatert til funksjon (dekke en vegg på en tilfredsstillende måte), men også til holdbarhet (vedlikeholde veggen i 30 år). Det betyr at selv om maling A er mer miljøskadelig pr liter enn maling B, kan B i virkeligheten være å foretrekke hvis det brukes mindre av den enn B for å fylle den ønskede funksjon. Gulrot og andre matprodukter har flere funksjoner, for eksempel å hjelpe kroppen å vokse, å opprettholde livet og å være en kilde til nytelse. Likeledes har matprodukter som regel en lang rekke innholdsstoffer som kan kalles næring eller som bidrar til helsen på annen måte, for eksempel fiber. Det er ikke mulig å sette et tall på bidraget fra ett næringsstoff, langt mindre ett matprodukt på de forskjellige nyttefunksjonene som oppnås. Tenkte eksempler kunne være å opprettholde kroppen i en viss tidsperiode eller å hjelpe kroppen å vokse en viss masse. Det er imidlertid mulig å velge ut et næringsstoff og bruke dette som F.U.. For eksempel kan den mengde matprodukt som inneholder 1 kg protein være F.U.. Betacaroten er et viktig næringsstoff i gulrot. For gulrot kan mengde produkt som inneholder en viss mengde betacaroten være F.U.. Problemet er bare at gulrot har andre næringsstoffer som også er viktige. Ved bare å fokusere på et stoff ignoreres de andre 10 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie næringsstoffene. Et annet problem ved å bruke en slik F.U. er at det blir vanskelig å sammenligne klimapåvirkning mellom forskjellige matprodukter. En sammenligning kan være mulig i visse sammenhenger for eksempel mellom proteinrike produkter som for eksempel kjøtt, fisk og belgvekster. En sammenligning mellom forskjellige grønnsakssorter på basis av betacaroten—innhold vil imidlertid være endimensjonal og uinteressant i de fleste tilfeller. Det er utviklet flere indikatorer basert på mengde næring i et produkt. For eksempel har Smedman et al (2011) laget en funksjonell enhet basert på innhold av 21 næringsstoffer. Andelen av det daglige næringsbehovet som dekkes av 100 g vare beregnes for hvert stoff. Tallet blir 0 hvis ikke stoffet finnes, 1 hvis hele dagsbehovet akkurat dekkes av 100 g spisbar vare. Andelene blir addert opp og multiplisert med antall stoffer hvor mer enn 5 % av dagsbehovet dekkes og divideres med 21. Kvalitet av næringsstoffet tatt hensyn til. Forskjellige typer fett og protein har forskjellig kvalitet. Indikatoren tar heller ikke hensyn til innhold av uønskede stoffer, som sukker og NaCl. I de fleste livsløpsvurderinger av matprodukter brukes mengde (masse eller volum) av produktet på et visst stadium i livsløpet som basis for F.U.. En typisk funksjonell enhet for gulrot vil være 1 kg emballert gulrot. Det er i tillegg nødvendig å vise hvor systemet ender, for eksempel etter pakkeriet. Vekten kan oppgis pr kg hel gulrot eller pr kg spisbart produkt. På grunn av forskjeller i måten gulroten blir brukt er det vanskelig å si eksakt hvor stor den spisbare delen er. Derfor er det mest praktisk å oppgi funksjonell enhet pr kg helt produkt, en enhet som lett kan regnes om til kg spisbart produkt. Typiske funksjonelle enheter er da: 1 kg emballert hel gulrot solgt til forbruker 1 kg emballert hel gulrot forbrukt 3.3 Systemgrenser For å få et entydig svar på en livsløpsvurdering må systemet som skal studeres, nøye beskrives. Dette gjøres blant annet ved å etablere grenser slik at det er klart hvilke prosesser som skal inkluderes og hvilke som skal ekskluderes. Ofte beskrives et system, og dermed systemgrensene, gjennom et prosessdiagram. Diagrammet viser hvilke livssyklusfaser som skal være med, for eksempel råvareuttak, produksjon, pakking, lagring og distribusjon. Systemgrenser angis ofte grovt sett som de livssyklusfaser som inngår. For eksempel er ”vugge til grav”-analyser systemgrensene for klimaspor som skal være offentlig tilgjengelige iht ISO 14067. Det betyr for gulrot at hele verdikjeden fra dyrkingen, via lagring, vasking, sortering, pakking, distribusjon, butikk, transport til forbruker, tilberedning og lagring hos forbruker, og behandling av avfall er med. Et annet eksempel er ”vugge til port” analyser som har med dyrkingen, men som stopper ved et senere ledd, for eksempel etter pakking, grossistlager eller butikk. ”Port til port” analyser er også mulige, for eksempel systemet fra gulroten er pakket til den selges til forbruker. Vugge til port- og port til portanalyser kalles partielle klimaspor og iht ISO 14067 må resultater fra slike analyser ikke kommuniseres til offentligheten, men kan godt brukes opp mot forretningskunder eller offentlige innkjøpere. Systemgrenser bør tilpasses til mål og omfang av analysen. Typiske spørsmål kan være: Hva skal resultatet brukes til? Hvilken nøyaktighetsgrad kreves? Skal resultatet kun kommuniseres til fagpersoner? 11 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie I dette tilfellet er hensikten å lage en best practice metode for beregning av klimaspor, og kommunikasjon til kunder og andre interessante parter vil være viktig. Da vil systemgrenser typisk være: Fra dyrking til og med prosessering (”vugge til port”) Fra dyrking til og med butikk (”vugge til port”) Fra dyrking til og med forbruk (”fra vugge til grav”). Det kan også være behov for kun å se på en begrenset del av verdikjeden uten å ta med dyrkingen. Dette kalles ”port til port” analyser. Et eksempel er et klimaspor som bare inkluderer livsløpet fra produktet er ferdig pakket til det kommer til butikk. Forbrukertrinnet og avhendingstrinnet er de minst kjente delene av livsløpet og det vil ofte være nødvendig å utarbeide scenarioer for å kunne beregne utslippene i dette stadiet. Scenarioene baseres på en rekke antakelser. Det er viktig å begrunne og dokumentere disse antagelsene for å kunne oppnå pålitelige resultater. For mat finnes ikke noe egentlig bruksstadie, fordi alle prosesser under bruk skjer i menneskekroppen, som tradisjonelt i LCA holdes utenfor fordi det regnes som en del av naturen. For avfallsfasen er bruk av nasjonale gjennomsnittstall tillatt, men det bør etterstrebes å bruke spesifikke tall. For eksempel er behandling av avfall fra butikker i mange tilfeller svært forskjellig fra behandling av husholdningsavfall. Dette gjelder transportavstander, kjøretøy, hva slags avfallsbehandling som velges og hvor stor del av avfallet som går til de forskjellige behandlingsmetodene. Systemgrensene må også beskrive hvilke prosesser innen de inkluderte livssyklusfasene som inkluderes. Dette kan gjøres ved generelle regler, for eksempel en ”cut-off”-grenser og regler om spesielle prosesser (for eksempel forretningsreiser) eller type prosesser (for eksempel infrastruktur). Ifølge ISO 14067 må en cut-off-grense defineres. ISO 14067 nevner ingen prosesser som ikke skal inkluderes, men nevner en del prosesser som må inkluderes, for eksempel utslipp ved arealbruksendringer (”Land Use Change” = LUC). Standarden nevner også prosesser som bør inkluderes, for eksempel utslipp som følge av endringer i jordens karboninnhold (”Soil Carbon Change”) som ikke er en følge av LUC. Slike endringer kan for eksempel skyldes omfattende jordbearbeiding. Et system kan inneholde svært mange prosesser. Foruten kjerneprosessene er det mange prosesser som er nødvendig for at virksomheten skal fortsette. Det gjelder produksjon og vedlikehold av utstyr, maskiner og bygninger. Det gjelder også tjenester som regnskap, revisortjenester og salgsapparat. Bøndenes egen arbeidskraft kan også sies å gi utslipp, for eksempel ved at mat må dyrkes for at de skal kunne gjøre jobben. Mange andre prosesser er tilknyttet til prosessene som myndighetskontroller, offentlig infrastruktur og lignende. Det er ikke vanlig å ta med disse prosessene i LCA, men det er sjeldent at det gis begrunnelse for dette. Det vil for noen prosesser være nødvendig å gjøre enkle beregninger, men mange av disse prosessene vil man kunne si kan utelukkes uten å gjøre beregninger. PAS 2050 utelukker mange prosesser i utgangspunktet, for eksempel all infrastruktur. 12 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Konklusjon: Systemgrensen er vugge til grav i de tilfeller hvor resultatene er ment å skulle være offentlig tilgjengelig. I dette prosjektet er denne systemgrensen anvendt i ett tilfelle. For andre bruksområder kan andre systemgrenser aksepteres. Vugge til butikk inneholder alle livsløpstrinn fram til forbrukeren kjøper produktet. Denne systemgrensen er valgt ut som viktigste systemgrense for gulrot. I tillegg er det i prosjektet beregnet en ”port til port”-analyse som innbefatter distribusjon, lagring og handel. Det viktigste grensekriteriet for hvilke prosesser som skal inkluderes innenfor de gitte livsløpstrinnene er cut-off-grensen på 1 % av det totale klimasporet. Summen av alle prosesser som ekskluderes på bakgrunn av denne grensen må imidlertid ikke overstige 10 % av det totale klimasporet. Noen prosesser ekskluderes, det vil si at de ikke skal inkluderes i beregningene uansett størrelsen på utslippene de forårsaker. Dette gjelder for eksempel forretningsreiser, arbeidsreiser, menneskearbeid og arbeid utført av dyr. 3.4 Allokering Ofte vil en produksjonsprosess gi flere produkter, eller flere produkter drar nytte av samme prosess, for eksempel ved transport av forskjellige produkter i samme lastebil. Da må miljøbelastningen i den prosessen allokeres, det vil si fordeles på produktene. Standarden for livsløpsanalyser anbefaler følgende hierarki: 1. 2. 3. 4. Unngå allokering ved å splitte prosessene. Unngå allokering ved systemutvidelse. Allokere ved å bestemme fysisk forhold mellom inputs og outputs (”kausalitet”). Allokere etter andre prinsipper, for eksempel masse, økonomisk verdi eller næringsinnhold. For gulrot må allokering gjøres når miljøbelastning ved dyrking, lagring og prosessering av gulrot skal fordeles mellom de forskjellige sorteringsgradene. Splitting av prosessene er i denne forbindelse umulig fordi gulrøttene som inngår i de forskjellige fraksjonene gjennomgår nøyaktig de samme prosessene før sortering. Systemutvidelse kan skje ved å skape en multippel funksjonell enhet eller ved substitusjon. Multippel funksjonell enhet er uaktuell i tilfeller hvor enkeltprodukter skal studeres. Substitusjon kan gjøres hvis det finnes på tall på systemer som produseres bare det aktuelle produktet eller et ekvivalent produkt. For gulrot er dette ikke aktuelt fordi det ikke finnes systemer som bare produserer èn sorteringsgrad og fordi det ikke kan defineres et enkelt ekvivalent produkt, det er mange produkter som kan fylle funksjonen til gulrøtter i mat. Kausalitet kan brukes hvis det er en sammenheng mellom inputs og outputs. For eksempel hvis en viss økning av gjødselmengde og diesel (brukt av traktor i jordbearbeiding) førte til en viss økning av en sorteringsgrad (og tilsvarende minsking av andre grader) kan vi ha kausalitet. Dette er høyst usannsynlig. Det er sannsynligvis et samspill mellom en lang rekke faktorer som avgjør sorteringsutbyttet og det er vanskelig å trekke fram en enkel sammenheng basert på mengde inputs. Da gjenstår forskjellige typer allokering. Ved økonomisk allokering fordeles miljøbelastningen etter økonomisk verdi. Først bestemmes andelen av den totale økonomiske verdi til en sorteringsgrad, deretter gis dette produktet tilsvarende andel av miljøbelastningen og til slutt fordeles dette pr kg. Hvis 13 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie for eksempel gulrot pakket i brett utgjør 30 % av vekten og 50 % av verdien fra en produsent får man følgende regnestykke. Miljøbelastningen for produksjon av 1 kg pakket gulrot er X CO2-ekvivalenter. Brettpakket gulrot får 50 * X/100 CO2-ekvivalenter = 0,5 kg CO2-ekv. Pr kg blir miljøbelastningen (0,5 * X)/0,3 kg CO2-ekv/kg produkt. Alle sorteringsgrader som har kommersiell verdi tas med i regnestykket, det vil si at gulrot som går til dyrefòr tas ut. Masseallokering betyr at alle sorteringsgrader får samme miljøbelastning pr kg. Fordelen ved å bruke økonomisk allokering er at størstedelen av belastningen gis til produktet som har høyest verdi. Dette produktet er ofte hovedmålet med aktiviteten. Hvis prosessen gir et biprodukt med lav verdi vil det bli feil å bruke masseallokering, fordi dette biproduktet som ofte tidligere var et avfall og som produsenten prøver å redusere mengden av, ”tar” en stor del av miljøbelastningen fra hovedproduktet. I slike tilfeller vil en endring som gir høyere økonomisk utbytte ikke gi uttelling på LCA-resultatene, mens ved bruk av økonomisk allokering vil en slik endring gi en forbedring i LCAresultatene. Det finnes mange andre typer allokering, for eksempel allokering pr kg tørrstoff eller pr enhet protein, betacaroten eller annet næringsstoff. Slik allokering er ikke interessant fordi sorteringsgradene sannsynligvis har samme næringsinnhold og tørrstoffinnhold. Sorteringen er først og fremst basert på estetikk og dels kvalitet. Masseallokering er mer stabil enn økonomisk allokering. Priser kan forandre seg og gjøre en sammenligning av resultat fra år til år vanskelig. Dette problemet ved økonomisk allokering kan reduseres ved å bruke gjennomsnittspriser for en lengre tidsperiode, slik at effekten av prisfluktuasjoner minimeres. En annen fordel ved masseallokering er at kun fysiske forhold spiller inn og ikke økonomiske forhold. Tilsvarende vil man oppleve at økonomisk allokering gir store forskjeller i LCA-resultat mellom produkter når økonomiske verdi er svært forskjellig fra produkt til produkt. Dette kan skyldes forskjeller som skyldes mote eller andre estetiske forskjeller og det synes uheldig at slike forskjeller skal gi forskjellig LCA-resultater. Dette kan være forvirrende for forbrukere fordi det vil gi til dels store forskjeller i miljøbelastning for produkter som tross alt er forholdsvis like i opplevd kvalitet. Økonomiske forhold styres til en viss grad av fysiske forhold som produktenes opplevde kvalitet og av pris på arbeidskraft og innsatsfaktorer, men også av andre faktorer som subsidier, importrestriksjoner og markedspsykologiske forhold, for eksempel at i økonomiske krisetider velger folk i større grad billige matvarer som gulrøtter. Foruten de hovedproduktene gir prosessering av matvarer også en del biprodukter. Dette kan være produkter som produsentene ikke får betalt for. I slike tilfeller gjøres ingen allokering til biprodukter selv om produktene har en verdi for mottagerne og erstatter annen råvare. Det at annen råvare erstattes vil bety reduserte utslipp. En svakhet med masseallokering er at i det øyeblikk biproduktet får en kommersiell verdi vil de få lik miljøbelastning pr kg som hovedproduktene. Fordelen for forbrukere og produsenter av hovedproduktene er at miljøbelastningen til disse vil falle, ulempen for forbrukere av de nevnte biproduktene er at disse ”plutselig” får høy miljøbelastning i forhold til situasjonen hvor de ikke har kommersiell verdi. Dette kan teoretisk gjøre det vanskeligere å få avsetning for biprodukter. Ved økonomisk allokering vil slike biprodukter få lav miljøbelastning på grunn av lav økonomisk verdi. I transportene fra pakkeri til butikk er en kombinasjon av masse- og volumallokering et godt alternativ, men i butikk og i grossistlager er økonomisk allokering mest gunstig. Begrunnelsen for dette er gitt i rapporten om distribusjon og handel (Møller og Svanes 2012). 14 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Konklusjon: Masseallokering brukes i de fleste prosesser. Den viktigste prosessen er vasking, sortering og pakking av gulrot i forskjellige produkter. I transport fra pakkeri til grossist og grossist til butikk allokeres utslipp pr palle, det vil si volumallokering. Innen pallen allokeres utslipp etter vekt. I butikk og grossistlager gjøres en økonomisk allokering. 3.5 Infrastruktur Infrastruktur betyr alt utstyr, redskap, maskiner, kjøretøy, bygninger og lignende med lang levetid som er nødvendig for produksjonen av gulrot. Det kan grovt sett skilles mellom ”dedikert” og generell infrastruktur. Dedikert infrastruktur er slikt som bare (eller nesten bare) benyttes i produksjonen av gulrot for eksempel det meste av utstyr og bygninger på gården og i pakkeri. Generell infrastruktur er for eksempel veier, lastebiler i distribusjon og butikker. Infrastruktur gir miljøpåvirkning når det produseres, råvarene til det produseres, når det vedlikeholdes og til slutt avhendes. Generelt vil dedikert infrastruktur ha en større betydning i livsløpsanalyser fordi miljøbelastningen av slik infrastruktur fordeles på en lavere produksjon. Av denne grunn er det i dette tilfellet bare spesifikt beregnet effekten av slik infrastruktur. Imidlertid ligger utslippene fra generell infrastruktur ofte innbakt i databasetall for for eksempel transport. Det betyr at når man regner ut utslipp fra veitransport etter ”tonn-kilometer”-metoden er infrastruktur med. Iht denne metoden velges i programvaren et visst kjøretøy og antall km et produkt fraktes. I databasen regnes effekt av produksjon og vedlikehold av kjøretøy og veier med, under gitte forutsetninger, for eksempel gjennomsnittlig drivstofforbruk og utnyttelsesgrad av kapasitet. I klimasporstudier bør utslippene fra bygninger, traktorer og utstyr på gården undersøkes. Det er i mange tilfeller mulig å gjøre dette ut fra tall i databaser, for eksempel for landbruksutstyr, traktorer og redskapsskjul. I tilfeller hvor tall ikke finnes i databaser kan en enkel beregning gjøres ved å se på mengde inngående materiale og bruke utslippene fra produksjonen av råvarene fra databaser. Hvis prosessene for infrastrukturelementer ikke helt passer det faktiske eksempel, er det mulig å tilpasse disse for eksempel ved å korrigere for levetid og størrelse. Konklusjon: Infrastruktur skal tas med i analysen hvis bidraget overstiger cut-off-grensen. 3.6 Innsatsfaktorer Innsatsfaktorer for gulrot var blant annet gjødsel, kalk, plantevernmidler, såfrø, drivstoff, elektrisitet og fiberduk. Også noen andre innsatsfaktorer av mindre betydning ble undersøkt, for eksempel gjødselemballasje. Utslippene fra produksjon og transport av disse innsatsvarene utgjør som regel et svært viktig bidrag til miljøbelastningen av matprodukter. I mange klimasporstudier brukes bare emisjonsfaktorer, det vil si faktorer som angir mengde klimagassutslipp pr mengde innsatsfaktor brukt. I mange tilfeller blir en annen framgangsmåte brukt. Først blir en prosess for produksjon og transport av innsatsfaktoren valgt, deretter blir mengden fylt inn. Fordelen med dette er at det gir en høyere grad av presisjon. Det er mulig å velge en prosess som er realistisk og dekkende for det som faktisk foregår i virkeligheten. Emisjonsfaktorer er ofte angitt som standardverdier og mengden informasjon som følger med er ofte lav. Dessuten gir bruken av emisjonsfaktorer liten mulighet for spesialtilpasning til det aktuelle tilfellet. For eksempel kan man ved bruk av transportprosess (tonn- 15 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie kilometer metode) gjøre endringer hvis en eller flere av de bestemmende faktorene avviker i betydelig grad for det som ligger inne som basis i prosessen. Det kan være at utnyttelsesgraden av lastekapasiteten til kjøretøyet er høyere enn standard utnyttelsesgrad. Utslipp fra enkelte innsatsfaktorer kan variere betydelig fra produsent til produsent. Mange gjødselfabrikker har montert katalysator for å redusere utslipp av N2O. Nitrogengjødselproduksjon krever mye energi og utslippene fra produksjonen av energi kan være svært forskjellig, avhengig av kilde til energien. Utslippene til produksjon av nitrogengjødsel kan derfor variere fra 3 til 8 kg CO 2ekv/kg N. Det bør derfor legges vekt på å finne primærdata for gjødsel. For innsatsfaktorer bør det derfor legges vekt på å finne representative prosesser og utslippsverdier, og valg av prosess eller verdi bør begrunnes i hvert tilfelle. Konklusjon: Utslipp fra innsatsfaktorer må i de fleste tilfeller beregnes ut fra databasedata, på grunn av at spesifikke tall ikke eksisterer. For N-gjødsel er det i mange tilfeller mulig å skaffe primærdata, hvis slike data ikke er tilgjengelig må ”worst-case” data brukes, det vil si 8 kg CO2-ekv/kg N. Ved bruk av sekundærdata skal valg av data begrunnes og konsekvenser belyses ved bruk av sensitivitetsanalyser. 3.7 Elektrisitet Elektrisitet er en av innsatsfaktorene i verdikjeden av gulrot og har betydning for sluttresultatet på grunn av at produktet hele tiden må kjøles fra høsting til forbruk. Elektrisitet er i en særstilling blant innsatsfaktorene fordi det er mange leverandører som leverer inn til et felles nett og fordi at elektrisiteten ikke kan spores fysisk. Saken kompliseres ytterligere ved at en betydelig mengde elektrisitet utveksles med andre lands nett og at det eksisterer et felles nordisk elmarked. Dette betyr at det ikke bør brukes utslippene fra en spesifikk leverandør, unntatt 2 unntak som er beskrevet i ISO 14067 (DIS-versjon): 1. Data for opprinnelsesgarantert strøm (grønn el) kan brukes når det kan dokumenteres at salg av dette ikke dobbelttelles. I dagens situasjon foregår dobbelttelling fordi det ikke foreligger offisielle utslippstall for elektrisiteten fratrukket den grønne elektrisiteten. Offisielle utslippstall vil baseres på NVE`s varedeklarasjon. 2. Data fra nærliggende produksjonssted som stort sett bare leverer til angjeldende bedrift, men som til tider kan levere overskuddskraft til nettet og/eller kjøpe fra nettet i perioder med underskudd. Hvis ikke disse unntakene foreligger vil hovedregelen være at utslippsdata baseres på gjennomsnitt av elektrisiteten på nettet som brukes. I ISO 14067 er basis det nasjonale nettet, men det gjøres klart at det av og til kan være riktig å bruke et regionalt nett eller et flernasjonalt nett. Denne standarden spesifiserer ikke nøyaktig hvilket nett som skal brukes. Det norske nettet er en del av Nord-Elsystemet som omfatter Norge, Sverige, Danmark og Finland. Det synes derfor naturlig å bruke dette nettet. Det er også en mulighet å bruke det norske nettet. Det norske nettet består imidlertid av forskjellige regioner med begrenset overføringskapasitet mellom regionene. Det kan derfor være mer aktuelt å bruke tall fra det aktuelle nettområdet (NO1, 2 eller 3). Det foreligger imidlertid ikke tall for 16 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie nettgjennomsnitt for disse områdene. Dessuten er det en felles forvaltning og fysisk integrasjon av disse områdene som gjør det vanskelig å bruke dem som grunnlag for å beregne utslipp. En annen viktig faktor er forskjell mellom produsert og forbrukt elektrisitet. Hvis nordisk snitt velges vil produksjonssnitt kunne brukes fordi det er svært liten utveksling mellom Nord-El og omkringliggende nett. Hvis nasjonalt nett velges bør forbrukssnitt brukes fordi det, i hvert fall i visse år, er betydelig utveksling av strøm mellom Norge og andre land. I tillegg er utslippene mye høyere i våre naboland, dermed er effekten av import mye større enn prosentandelen skulle tilse. Et argument for å bruke nordisk gjennomsnitt er at effekten av nettet er større enn den faktiske utvekslingen skulle tilsi. Selv om utvekslingen av elektrisitet mellom for eksempel Norge og andre land er forholdsvis lav, i alle fall hvis man ser på netto eksport eller import, er det felles nettet viktig for utslippene. Mye tyder på at elektrisitetsproduksjonen ville vært langt mindre effektiv uten forbindelsene til utlandet. Utslippene kunne økt kraftig hvis Norge i perioder med lite nedbør og høyt forbruk måtte bruke for eksempel de mobile forholdsvis ineffektive gasskraftverkene istedenfor å importere strøm fra utlandet. Når basisnettet er bestemt kan utslippene beregnes. For hvert lands produksjon er fordeling på energibærere kjent, det vil si hvor stor andel som stammer fra vannkraft, atomkraft, kullkraft, gasskraft, etc. For hver av disse energibærerne kan utslipp beregnes ved hjelp av prosesser i databaser, for eksempel Ecoinvent. Totalutslippet pr kWh beregnes ut fra fordeling på energibærere i det valgte nett og utslipp pr kWh for de forskjellige energibærerne. For andre land enn Norge kan tilsvarende framgangsmåte benyttes, men det må i hvert tilfelle utredes hvilket nett som skal ligge til grunn. Det kan være et nasjonalt nett, som nevnes som utgangspunkt i ISO 14067. Det kan også være et nett som dekker flere land, som Nord-El. For enkelte land finnes det flere nett, som ikke er koblet eller som er koblet, men med svært lav overføringskapasitet eller lav faktisk utveksling av kraft. Konklusjon: Utslipp fra produksjon og overføring av elektrisitet kan beregnes ved databasedata. Utgangspunktet er fordelingen av elektrisitet fra de forskjellige energikilder: vannkraft, vindkraft, gasskraft, kullkraft m.m. Fordelingen beregnes ut fra det mest relevante nettet. For Norge vil dette nettet være det nordiske nettet: NordEl-nettet. Det finnes to unntak fra denne regelen. 1. Hvis elektrisitet kjøpes fra et lokalt kraftverk som ikke er tilknyttet nettet eller som er tilknyttet, men kun bruker nettet som buffer. 2. Hvis opprinnelsesgarantert elektrisitet kjøpes kan utslippene beregnes ut fra de faktiske utslippene til leverandøren. Dette betinges av at utslipp fra restmiksen publiseres av myndighetene i angjeldende land som den offisielle miksen. 3.8 Svinn Svinn kan defineres som produkt som ikke brukes, men som går til avfallsbehandling. Svinn gir økte utslipp for alle produkter. Årsaken er i liten grad utslipp fra selve avfallsbehandlingen, men heller at mer produkt må produseres, lagres, pakkes, transporteres etc for å oppnå den samme forbrukte mengde. Hvis for eksempel svinnet i butikk er 5 % betyr det at for hvert tonn som selges til forbruker må 1050 kg produseres, lagres, vaskes, pakkes og distribueres. Mengden svinn kan være betydelig og dermed bør svinn tas med i klimasporberegninger. Svinn kan deles inn i uunngåelig og unngåelig svinn. For eksempel vil som regel en viss del av gulroten fjernes 17 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie før bruk, dette er uunngåelig svinn. I mange tilfeller er det kun den spisbare delen av produktet som inngår i den funksjonelle enheten. Mengden svinn fra dyrking til pakking skal kartlegges fordi det utgjør en belastning i verdikjeden til produktet og fordi det er nødvendig for å få en riktig funksjonell enhet. Hvis funksjonell enhet er 1 kg gulrot kjøpt av forbruker er det ikke riktig å gjøre beregningene basert på 1 kg pakket gulrot. Dessuten bør miljøbelastningen synliggjøres. Dermed kan forbrukerne og aktørene i verdikjeden se effekten av svinnet. Det kan være vanskelig å plassere ”ansvaret”, det vil si utslippene forbundet med svinnet. Selv om svinnet har oppstått i butikk er det ikke sikkert at det er butikken som har foranlediget svinnet. Årsaken kan ligge i for eksempel dårlig emballering. Konklusjon: Data om svinn skal innhentes i alle ledd hvor slik informasjon er tilgjengelig og hvor svinnet forventer å være signifikant. Som et minimum skal svinnet i primærleddene fra dyrking til pakking, og i tillegg svinn i butikk og hos forbruker være kjent hvis disse livsløpsfasene omfattes av systemgrensen. 3.9 Avfall Avfall oppstår i alle livsfaser til gulrot, ikke bare i siste fase av livsløpet, forbruksfasen. Avfall består stort sett av produkt og emballasje. Med unntak av paller gjenbrukes ikke emballasje. Utslipp genereres når avfall transporteres og behandles. På den andre side gir avfallsbehandlingen nyttige produkter. Gulrot kan bli til jordforbedringsmiddel og biogass, emballasje kan gi energi og materialer. Disse nyttige produktene vil i mange tilfeller erstatte andre produkter og dermed gi en reduksjon av totalutslippet i samfunnet. Disse nyttige produktene brukes som regel i andre produktsystemer, dermed oppstår et allokeringsproblem. Hvilket system skal få nyte godt av utslippsreduksjonene som de nyttige produktene gir? Èn mulighet er å allokere all nytteverdi og utslipp forbundet med avfallsbehandlingen til gulrotsystemet. Dette kalles ”Closed Loop Approximation Method”, CLAM. Det betyr i praksis for eksempel at andelen PET som resirkuleres vil gi en reduksjon i klimagassutslipp. Reduksjonen av utslippene vil være tilsvarende utslipp for produksjon av tilsvarende råvare. Hvis kvaliteten av resirkulert PET er lik den for nyprodusert PET, kan utslipp tilsvarende nyprodusert PET trekkes fra, unntatt mengde som går tapt i resirkuleringsprosessen. Bruken av CLAM bør harmoniseres med metode for å beregne klimaspor av produktet som den resirkulerte PET (eller energi) brukes til. For produktet som bruker den resirkulerte PET må man regne at det brukes ny PET, det vil si at utslippene er tilsvarende nyproduksjon. Det blir dobbelttelling hvis nytteverdien av resirkulering av PET skal allokeres til begge systemene, det som genererer avfallet og det som bruker det resirkulerte materialet. Slik dobbelttelling er uheldig fordi det gir et feil bilde av miljønytten av et tiltak. Bruken av CLAM må også harmoniseres med resten av systemet. Man kan ikke bruke RCM (se under) for eksempel for en viss råvare i produksjonen og CLAM i avfallsfasen. Eksemplet PET peker også på et problem ved CLAM, nemlig at det ofte er ukjent hva materialet til slutt brukes til. Derfor gjøres ofte antagelsen at kvaliteten til det resirkulerte materialet er tilsvarende råvaren som ble brukt. Dette er ikke riktig for resirkulert PET som gjerne brukes til tekstiler, og ofte ikke er egnet til bruk i emballasje. 18 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie En annen mulighet er å bruke recycled content method”, RCM. Ifølge denne metoden tilfaller nytteverdien av å resirkulere avfallet som genereres til neste system. Det vil si at avfallsbehandlingen ikke har betydning for klimasporet, annet enn utslippene forbundet med transporten fram til avfallsbehandlingsanlegget. Ifølge RCM skal derimot bruk av resirkulert materiale som råvare tas hensyn til. For resirkulert materiale regnes bare utslippene forbundet med resirkuleringsprosessen, samt transporter og produksjon av varen eller emballasjen som materialet er råvare til. På samme måte som for CLAM må RCM brukes uniformt i hele det studerte systemet og også i systemet som har generert avfallet som har gitt nytteverdien som er blitt brukt i det studerte systemet. CLAM brukes ofte på volummessig viktige materialtyper med mye resirkulering, for eksempel papp, aluminium og stål. RCM kan brukes for eksempel når produsenten spesifikt etterspør resirkulert råvare. Konklusjon: Som en hovedregel skal RCM-metoden ligge til grunn. Hvis avfallet deponeres eller forbrennes uten å utnytte energien skal alle utslipp tilfalle systemet som generer avfallet. Hvis avfallet resirkuleres til materialer, kompost, biogass aller annet materiale skal alle utslipp til og med ankomst til sluttbehandlingsanlegget tas med. Hvis avfallet forbrennes med utnyttelse av energien skal systemet inneholde alle utslipp til og med selve forbrenningen. 3.10 Utslipp fra jord og fra gjødselhåndtering Klimagassutslipp fra jord skjer i form av CO2, CH4 og N2O. N2O kommer fra alle nitrogenholdige materialer som tilsettes jorden, det vil si både gjødsel og planterester. N2O kan også dannes når jord brytes ned. CH4 kommer særlig fra lagring og bruk av naturgjødsel. CO2 kan kommer fra nedbrytning av tilsatt kalk og urea. I tillegg vil CO2 slippes ut når den organiske delen av jorden brytes ned. Et spesielt viktig forhold for gulrot er de store utslippene som oppstår ved drenering og oppdyrking av myrjord. Slik praksis gir store utslipp av N2O og CO2. Konklusjon: Alle utslipp av CO2, CH4 og N2O fra jord og fra gjødselhåndtering skal inkluderes i klimasporet. Utregninger skal gjøres ut fra metodikk publisert av IPCC. Tier 1 analyser aksepteres. 3.10.1 Utslipp av N2O fra jord N2O (lystgass) slippes ut, direkte og indirekte, ved nedbrytning av nitrogenforbindelser. Indirekte utslipp skjer via henholdsvis nitrogenforbindelser som lekker ut i vann og fra nitrogenforbindelser som går til luft og deretter returnerer til jorden. I dette tilfellet stammer nitrogenforbindelsene mest fra planterester (gulrotris og ikke høstet gulrot) og mineralgjødsel. Mengde planterester bør beregnet så nøye som mulig. Beregningene av utslippene gjøres ofte med bruk av globale gjennomsnittlige utslippsfaktorer, den såkalte Tier 1 metoden til IPCC. Den viktigste utslippsfaktoren EF1 for direkte utslipp fra jord sier at 1 % av tilført N omdannes til N2O. Usikkerheten er oppgitt til å være 0,05-0,5, det vil si en stor variasjon. Meta-analyser som er gjennomført av en lang rekke målinger verden over viser imidlertid at variasjonen av utslippene på langt nær er så høye i de aller fleste tilfeller. Dermed kan Tier 1 analyser aksepteres. 19 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Konklusjon: Alle utslipp av N2O indirekte eller direkte fra jord skal inkluderes i klimasporet. Utregninger skal gjøres ut fra metodikk publisert av IPCC. Tier 1 analyser aksepteres. 3.10.2 Utslipp av CO2 fra kalk og urea Utslipp av CO2 ved nedbrytning av kalk og urea beregnes ut fra standard IPCC utslippsfaktorer. I denne studien ble ikke urea anvendt. Det er viktig i analysene å ha en lang tidshorisont. Kalk anvendes som regel ikke hvert år, men ved behov når pH ble lav. Dermed er det best å se på gjennomsnittet over for eksempel 10 år. 3.10.3 Utslipp av CO2 fra karbonet i jord og vegetasjon Karbonet som er i jord kan brytes ned ved oksydasjon eller kan vaskes ut ved erosjon. Erosjonstap er relativt små fordi karboninnholdet i mineraljord er relativt lav. Karbontap kan oppstå som følge av endringer i arealbruk, ved endringer av dyrkingsmåte eller i vanlig drift uten endringer. Endring i arealbruk (Land Use Change LUC) De største klimagassutslippene forbundet med endring i karboninnholdet i jord skjer ved endringer i arealbruk. Ved for eksempel endring fra skog til dyrket mark vil mengden karbon i jorda minske samtidig som vegetasjonen fjernes og dermed frigjør karbonet som er bundet i denne. En slik endring vil føre til en økning av CO2-mengden i atmosfæren, men det er vanskelig å forutsi forløpet til utslippene. Hvis vegetasjonen brennes vil utslippene skje momentant, hvis treråvaren brukes til andre formål kan det ta mange år før CO2 frigjøres. Karbonnivået i jorden vil reduseres etter hvert, men lite er kjent om timing av denne reduksjonen. Det er enighet om at LUC må tas hensyn til i LCA-studier, men det er kun i PAS 2050 og GHGP det i detalj redegjøres hvordan dette skal gjøres. Beregningsregler er gitt av IPCC, men det er tidskrevende og komplisert å gjøre beregninger i hver enkel klimasporstudie. Dessuten er det ofte vanskelig å få data om arealbruksendringer. Derfor er det i PAS 2050 og GHGP innført en forenklet regnemåte hvor kun endringer som har skjedd de siste 20 år tas hensyn til og hvor effekten av endringer avskrives lineært over de påfølgende 20 årene etter at endringen har funnet sted, det vil si 5 % pr år. PAS inneholder default-verdier for hvert land og hver type endring (for eksempel fra skog til landbruk). GHGP henviser til slike verdier fra forskjellige kilder, for eksempel IPCC og FAOSTAT. Begge standardene inneholder regler for hva som skal gjøres i de tilfeller hvor tidligere arealbruk, eller til om med produksjonsland er ukjent. En viktig endring i PAS i forbindelse med revisjonen var at i stedet for å bruke en worst case betraktning når land eller tidligere arealbruk var ukjent skal det nå brukes en gjennomsnittsbetraktning. Utslipp knyttet til forandring av karbon-innhold i jord som følge av endring i arealbruk (land use change, LUC) skal inkluderes iht metoden utviklet i denne studien. Ingen del av arealet som brukes til gulrotdyrking pr i dag er omgjort fra andre formål, dermed er ikke LUC tatt med i beregningene i denne studien. Myrjord inneholder vesentlig større mengder karbon enn vanlig mineraljord. Ved drenering og dyrking av myrjord vil store mengder CO2 frigjøres, slik at klimasportallet blir høyt. Det er dermed av stor betydning å vite andelen myrjord av de undersøkte produsentene i angjeldende år. Oppdyrket myrjord forekom ikke blant de studerte gårdsbrukene i denne studien. 20 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Konklusjon: Utslipp ved arealbruksendringer skal tas hensyn til i beregningene. Utslippene skal beregnes med utgangspunkt i IPCC metodikk. Det mest sannsynlige tilfellet av arealbruksendringer for gulrot er ved oppdyrking av myrjord. Utslipp ved oppdyrking av myrjord er store. Ved arealbruksendringer skal kun endringer de siste 20 årene tas hensyn til. Utslippene skal fordeles jevnt over 20 år. Endring i dyrkingsmetoder Slike endringer regnes i følge ISO 14067 som LUC, men ifølge IPCC som såkalt ”Land Use”, for eksempel ”Cropland remaining cropland”. IPCC har gitt regler for beregning av effekt av endring i mengde organisk materiale som tilføres jorden, intensitet i jordarbeiding, art som dyrkes, endret vekstskifte, gjødslingspraksis og vanningspraksis. Endringer ved vedvarende lik arealbruk Endringer i jordas karboninnhold uten at verken arealbruksendringer eller endringer i dyrkingsmåte er gjort kalles ofte Soil Carbon Change (SCC). Slike endringer kan være betydelige. I Norge er det beregnet at ca 1 % av jordas karboninnhold forsvinner hvert år (Eltun et al 2010). I følge ISO, PAS og GHG er det ikke obligatorisk å inkludere SCC. ISO 14067 sier at SCC bør inkluderes, men kravet er ikke gjort obligatorisk på grunn av mangel på internasjonalt anerkjente beregningsregler. SCC kan forekomme som følge av jordbearbeiding (gir reduksjon), men også tilførsel av karbon (gir økning) er mulig, for eksempel ved å la avlingsrester bli igjen på jorden i større grad eller å tilføre kompostert husdyrgjødsel. Erosjon gir også noe karbontap, men siden vanlig jord ofte bare inneholder noen få prosent karbon vil dette tapet være beskjedent. Karbontapet kan være høyt, i følge Grønlund (2009) opp mot 30-60 kg C/mål (110-220 kg CO2) for intensiv grønnsaksdyrking. Det finnes pr i dag flere modeller og verktøy for beregning av SCC, men ingen internasjonal enighet om en bestemt metode. Dermed er ikke SCC tatt med i beregningene i denne studien. Grenselinjen mellom SCC og LUC er ikke lett å trekke. Ifølge GHGP er en overgang fra naturskog til vanlig bruksskog LUC. En stor overgang i dyrkingsmetode, for eksempel fra at jordbearbeiding ikke gjøres til normal jordbearbeidingspraksis er også LUC. GHGP nevner høstings- og gjødslingspraksis som eksempel på faktorer som er SCC, men ikke LUC. Det er ikke klart om det IPCC kaller Land Use, det vil si blant annet endringer i jordbearbeiding og endring i mengde materiale som tilføres jorden, kan kalles SCC eller LUC. I PAS omfatter SCC endringer som følge av endret jordbearbeiding, forskjellige avlinger, og andre dyrkingstekniske valg. Konklusjon: Utslipp som følge av endringer i jordens karboninnhold bør tas med i beregningene. I slike beregninger må internasjonalt akseptert beregningsmetodikk brukes. 3.11 Datakvalitet Data og datakvalitet er svært viktig for sluttresultatet av undersøkelsen. Derfor er det viktig at det stilles strenge krav til kilder til, og kvalitet av, data som brukes. Ifølge de globale standardene skal det for alle prosesser som er under økonomisk eller administrativ kontroll av oppdragsgiver samles inn primære data, det vil si stedsspesifikke eller gjennomsnitt av stedsspesifikke data fra flere produksjonsanlegg. For øvrig kan det brukes sekundære data (litteraturdata, beregnede data eller 21 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie estimater) hvor primære ikke er tilgjengelige. Det er viktig at data som brukes i studien gjør usikkerheten lavest mulig. De overordnede LCA-standardene og klimasporstandardene stiller krav til datakvalitet, men oftest i form av å skissere hvilke områder som skal tas hensyn til ved vurdering av datakvalitet. På grunn av store forskjeller fra produkt til produkt og case til case er det ikke mulig å stille eksakte og konkrete krav til datakvalitet. Slike krav kan være mulig å stille for et produkt i et begrenset geografisk område. Et eksempel på dette er den japanske PCR for grønnsaker som er referert i konklusjonen. Denne sier for eksempel at det skal foreligge primærdata for minst 50 % av produksjonsvolumet i den undersøkte populasjonen. Selv denne PCR inneholder imidlertid flere muligheter for avvik fra reglene, hvilket understreker kompleksiteten i spørsmålet om datakvalitet. 3.11.1 Normalisering Normalisering av data til funksjonell enhet betyr at data fra enhetsprosesser skal omregnes til referansestrømmen, som er den mengde av produktet i prosessen som nødvendig for å oppfylle den funksjonelle enheten. Dette vises ved å lage en massestrøm for alle livsløpstrinn, men ivaretas forøvrig av beregningsverktøyet Simapro. 3.11.2 Vurdering av datakvalitet ISO 14067 stiller ikke spesifikke krav til datakvalitet, men inneholder de samme kravene som LCAstandardene. Disse er oppregnet i Tabell 5. 22 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Tabell 5. Vurdering av datakvalitet Navn på enhetsprosess Indikator Beskrivelse Vurdering av representativitet Primær eller sekundær Mest primærdata med unntak av råvareproduksjon. Antatt høy presisjon. God. Primærdata er brukt i stor utstrekning. Svært god. De fleste verdier er målte, unntak er dieselforbruk som er estimert. Representativ for de siste 5 år hvor avlingene har vært lave på grunn av mye insektangrep. Geografisk representativitet for Norge er tvilsom fordi avlingene varierer mye fra sted til sted og variasjon av innsatsfaktorer, særlig gjødsel, er ukjent. Utvalget representerer bare konvensjonell dyrking på mineraljord. Resultatet dekker altså ikke hele Norges gulrotproduksjon. God representasjon. Utvalget dekker dessuten både små og store produsenter. SCC er den eneste mangel av betydning. Variasjonen mellom produsentene er betydelig, men bruk av vektet gjennomsnitt over to år skal gi et godt totalbilde. Usikkerhetsdata finnes for prosesser, men ikke for aktivitetsdata. Dermed kunne ikke total usikkerhet beregnes. Masse for hver sorteringsfraksjon og priser er svært nøyaktig bestemt og er et godt grunnlag for allokering. Presisjon (målte eller estimerte verdier) Tidsperiode 2 siste år Geografisk område Representerer Vestfold. Ligger nær gjennomsnitt i Norge. Teknologi Kun to andre teknologier: Konvensjonelt på myrjord og økologisk Størrelse på utvalg i forhold til totalt produksjonsvolum. Evt. mangler (eks infrastruktur) Variasjon Utvalget representerer ca 20 % av Norges produksjon. Usikkerhet Usikkerhetsdata finnes for databaseprosesser og N2Outslipp. Masse og pris som produsentene får for produktet er utgangspunkt for allokering. Datagrunnlag for evt. Allokering Karbontap ved uforandret drift (SCC) Variasjon mellom produsenter. 3.11.3 Representativitet Som vist i skjema over er representativitet knyttet til en vurdering av variasjon (variability) knyttet til, tidsperiode, geografisk område, teknologi og størrelse på utvalg. Måten data er skaffet på er også av betydning. Er det framkommet fra direkte målinger, modeller, estimater, erfaringstall, basert på dyrkingsanbefalinger eller framkommet på annen måte? 23 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie I overordnede guidelines slik som LCA-standarden ISO 14044 og klimasporstandardene ISO 14067, PAS 2050 og GHG Protocol Products standard anbefales det å ta hensyn til disse aspektene, men det er ikke angitt nærmere detaljerte bestemmelser for hvordan dette kan gjøres. Plantevekst reguleres av biologiske prosesser som er avhengig av en rekke faktorer. For gulrot fører insektangrep, særlig av gulrotsuger til store reduksjoner i avling. Dessuten kan betydelige variasjoner i nedbørsmengde, solinnstråling og temperatur forekomme. Jordtype er en annen viktig faktor. En ikke ubetydelig del av gulrotproduksjonen i Norge foregår på drenert myrjord. Klimafaktorer kan variere betydelig fra år til år og fra sted til sted. Dyrkingsmetoder varierer lite. Størrelse av gårdsbruket kan ha stor betydning. Dessuten er det mye som tyder på at den enkelte produsents dyktighet kan ha vesentlig betydning for avlingen og bruk av innsatsfaktorer, og dermed også utslippene pr produsert enhet. I tillegg er driftsform av stor viktighet, det er særlig skillet mellom økologisk og konvensjonelt som er den viktigste forskjellen. Endring i avlingsnivå vil sannsynligvis gi endringer i klimaspor-resultatet. I den japanske frukt og grønt PCR (forkortes heretter JPFG) skal som hovedregel siste vekstperiodes resultater brukes, men hvis denne perioden har gitt svært små avlinger for eksempel på grunn av dårlig vær tillates bruk gjennomsnittsdata fra flere foregående år. En annen viktig parameter når det gjelder representativitet er størrelsen på utvalget i forhold til det totale antall (populasjonen). JPFG krever at datainnsamlingen dekker minst 50 % av den undersøkte populasjonen. PAS gir ikke et slikt konkret krav, men sier at den undersøkte populasjonen skal være representativ. I dokumentet antydes at kvadratroten av antall produksjonssteder bør inngå, som et minimum. Dette tolkes som at minst 10 % (= av den totale populasjonen. For gulrot er 20 % av Norges totale produksjon dekket av den undersøkte populasjonen. I denne studien er det tvilsomt om resultatene er geografisk representative for hele Norge fordi avlingene varierer mye fra område til område. Konklusjon: Dataene skal være tidsmessig representative. Dette oppnås ved å bruke gjennomsnittsdata fra 3 siste års produksjon. Dataene skal være geografisk representative. Dette kan kontrolleres ved å sammenligne gjennomsnittsavlinger fra offentlig statistikk. Utvalget av data skal være representativt for den undersøkte populasjonen. Dette kan oppnås ved å samle inn data for en andel som minst utgjør 10 %. Representativitet kan sjekkes ved å se på gjennomsnittlige avlinger i offentlig statistikk og gjødsling i forhold til anbefalinger fra myndighetene. Dataene skal være teknologisk representative. I dette tilfellet er teknologien konvensjonell dyrking. 24 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie 4 Gjennomføring og datagrunnlag 4.1 Organisering Caseprosjektet ble utført av Erik Svanes. Metodeutvikling ble utført i nært samarbeid med Hanne Møller på Østfoldforskning. Gartnerhallen har bidratt med data fra programmet GH-dok som omfatter 13 produsenter. BAMA ved Sylvia Lofthus har bidratt med data fra den delen av verdikjeden som BAMA kontrollerer og tilsvarende har Coop og Norgesgruppen bidratt med data om sin del av verdikjeden. Peter Dørsch og Anne-Berit Wold fra UMB har bidratt med kunnskap og rådgivning. Produsentene Ståle Hellenes og Sverre Øyen har bidratt med mye detaljkunnskap om gulrotproduksjon. Øystein Borg og Olav Wirgenes har gitt data om pakkeriet Lågen Gulrot. 4.2 Produktsystem Figur 1 viser produktsystemet fra dyrking til sluttforbruk. Figuren illustrerer systemgrensene for både vugge til grav og vugge til butikk. Biprodukt som verken produsentene eller pakkeriet for betalt for brukes til dyrefòr og forlater dermed systemet. 25 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Produksjon av gjødsel Produksjon av diesel Produksjon av plast Produksjon av fiber Produksjon av gulrot,gårdsbruk Lagring på gårdsbruk Produksjon av elektrisitet Biprodukter Husdyrfòr Produksjon av plantevernmidl som ikke skal være offentlig tilgjengelig Emballasjeproduksjon Lagring på pakkeri Vasking, sortering, pakking Gårdsbruk Transport til hovedlager Villdyrfòr Systemgrenser ved kommunikasjon Pakkeri Lager Handelen Transport til grossist -lager og lagring der Øvrig Butikk Emballasje til gjenvinning Transporttil forbruker Gjenvunnet materiale Svinn forbrenning Systemgrenser ved kommunikasjon som skal gjøres offentlig tilgjengelig Forbruker Emballasjeavfall deponi Emballasjeavfall forbrenning Emballasjeavfall gjenvinning Energi Gjenvunnet materiale Figur 1. Produktsystem for gulrot 4.3 Datainnsamling gårdsbruk Data ble hentet inn for samtlige 13 produsenter som rapporterer inn data til datasystemet GH-dok. I dette systemet ble arealstørrelse, data for enhetsoperasjon (jordbearbeiding, såing, gjødsling, vanning, sprøyting av plantevernmidler, høsting, kalking), bruk av innsatsfaktorer (gjødsel, såfrø, 26 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie pesticider, drivstoff) og avling (høstet, pakket, levert) hentet inn. I tillegg inneholdt systemet resultater av jordprøver. Studien omfatter for det meste vanlig gulrot, men inneholder også en liten andel minigulrot. Det var ønskelig å analysere minigulrot separat, men dette var ikke mulig da det ikke forelå separate data for sorteringsresultat for dette. Det er rimelig å anta at dette ikke har hatt et stort utslag på klimasporet fordi andelen av arealet som brukes til minigulrot var relativ liten i de to sesongene som denne studien omfatter. Vanlig gulrot forekommer i en rekke varianter (kultivarer), 6 forskjellige er registrert, men for en rekke områder er kun ”gulrot” nevnt. Det var, av samme grunn som for minigulrot, dessverre ikke mulig å analysere ulike varianter separat. For sesongen 2009-2010 fantes en del mangler i datasettene slik at kun to produsenter kunne analyseres. Dette var imidlertid de to største produsentene, hvilket betyr at datagrunnlaget dekket en stor del av totalt dyrket areal i populasjonen. For sesongen 2010-2011 var datasettene for 10 produsenter gode nok til å kunne brukes. Imidlertid hadde en produsent svært lav avling i forhold til de andre (kun 20-30 % av gjennomsnittet av de øvrige). Dermed ble denne produsenten tatt ut av materialet. I tillegg til opplysningene fra GH-dok ble ekstra informasjon hentet inn fra 2 av produsentene. Dette gjaldt opplysninger om drivstoffmengde og infrastruktur samt en rekke elementer som ble antatt å ha en lav påvirkning, for eksempel emballasje til innsatsfaktorene, særlig gjødsel. Den opprinnelige ideen var å anslå drivstofforbruket ut fra tiden som ble brukt i hver aktivitet, samt opplysninger om drivstofforbruk pr time, ved forskjellige bruksnivåer, fra produsenten av traktoren. Datagrunnlaget var imidlertid for mangelfullt for slike beregninger. Dessuten var ikke gjennomsnittsforbruket for de forskjellige aktivitetene (spraying, harving, grubbing, etc) kjent. Dette forbruket måtte anslås som en mellomting mellom forbruket ved maks pådrag og på tomgang. Det forelå ikke opplysninger som kunne gi gjennomsnittsforbruket. En av de største produsentene ga imidlertid data for dette forbruket basert på egen dokumentasjon, det vil si fakturaer. Forbruket var 15,6 l/daa i 2009, 18,5 l/daa i 2010. Forbruk til pløying var ikke med og ble anslått av produsentene å være 2,5 l/daa. Det samlede forbruk i 2009 lå altså på 18,1 l/daa, hvilket er svært likt forbruket (18 l/daa) rapportert av Halberg et al (2006). Forbruket i 2010 var 2,9 l/daa høyere, altså 16 % ekstra. 27 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Norge (denne studie) Avling, brutto (kg/daa) Avling, netto (kg/daa) Frø (ant/daa) Vanning, elektrisitet, pr daa Diesel (l/daa) Gjødsel, kg N pr daa Gjødsel, kg P pr daa Gjødsel, kg K pr daa Pesticider (kg aktivt stoff/daa) Kalk, kg/daa Lagring, kWh pr kg Sverige 5400 3400 115000 18,1 14,3 5,1 21,4 0,26 72 0,15 Finland 8000 6000 4223 (#) 150000 13,5 60,7 9 4,5 24,4 0,163 Danmark UK 6200 7480 200000 18 8,3 13,6 6 15 22,5 0,34 7,7 4,7 16,7 0,15 90,2 0,17 Utslipp Direkte N2O, kg pr daa 0,23 0,27 Indirekte N2O, kg pr daa 0,071 0,056 Samlet pr daa 0,30 0,33 0,18 Direkte CO2 fra kalk 2,5 9,4 (#) Dette er snitt. Mineraljord gir 3130 kg, leirjord gir 3679 kg, moldrik jord gir 5260 kg. 0,17 Tabell 6. Sammenligning av grunnlagsdata fra denne studien med 4 andre studier. Tabell 6 gir grunnlagsdata for dyrking i nordiske land og Storbritannia. Data i Danmark og Storbritannia er hentet fra publikasjoner (Danmark Halberg et al 2006, Storbritannia Lillywhite et al 2007), data fra Sverige og Finland er innhentet fra samarbeidende forskningsinstitutter i disse landene (SIK i Sverige og MTT i Finland). Tabellen viser at utbyttet, målt som mengde pakket produkt, er lavest i Norge. Gjødslingsnivået er også generelt høyere enn de andre landene, dermed er også lystgassutslippene høyere. Forbruk av diesel oppviser store variasjoner, som er vanskelig å forklare. Forbruk av plantevernmidler er høyere i Norge enn øvrige nordiske land, men lavere enn i UK. 4.3.1 Kjølelager på gården De fleste produsentene har eget kjølelager, men det var ikke kjent eksakt hvor stor andel av høstet gulrot som ble lagret på eget lager. Ut fra intervjuer med produsentene ble det antatt en andel på 30 % av produksjonen lagret på egen gård. En av produsentene oppå grunn av 0,15 kWh/kg lagret for et relativt nytt anlegg. Mengden kuldemedium som ble etterfylt i dette kjøleanlegget ble oppgitt av vedlikeholdsfirmaet, se Tabell 7. Tabell 7. Utslipp av kuldemedium fra kjølelager hos en produsent R22 R401a 10 18 4 8,0 R402a 3 5 2,0 3 0,8 28 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie R22 har en ozonnedbrytende effekt (ODP=0,034 CFC-11-ekv/kg) og høy klimaeffekt 1810 ganger høyere enn CO2 (GWP=1810). R401a består av 53 % R22, 13 % R-152a (ODP= 0, GWP=124) og 34 % R-124 ((ODP= 0, GWP=609). R402a inneholder 38 % R22, 60 % R125 (ODP= 0,026, GWP=3500) og 2 % R-290, pentan (ODP= 0, GWP=0). Det ble ikke gjort ytterligere undersøkelser av produsentenes kjølelager. Dermed er det vanskelig å si om dette kjølelageret er representativt, både med hensyn til energibruk og utslipp av kjølemedium. 4.3.2 Infrastruktur Infrastruktur er et vidt begrep som omfatter alt ustyr samt alle bygninger og anlegg som er nødvendig fra og med dyrking til og med produktet er hos forbruker. I dette tilfellet ble kun infrastruktur i primærproduksjonen undersøkt spesifikt fordi flere studier viser at det er denne infrastrukturen som er viktigst. Imidlertid ble infrastruktur i en lang rekke andre prosesser i verdikjeden tatt med i tillegg, selv om det ikke ble hentet inn spesifikke tall i denne studien. Gode databasetall er brukt i stedet. I noen tilfeller er infrastruktur svært viktig. Dette gjelder særlig produksjon av elektrisitet fra vind- og vannkraft hvor bygging av infrastrukturen, samt produksjon av dets bestanddeler og råvarer til disse, gir opphav til nesten alle utslipp av klimagasser i livsløpet. I beregningene av utslipp av klimagasser forbundet med infrastruktur i primærleddet er infrastruktur som har lavere levetid enn 10 år ikke regnet, men regnet som forbruksvare. Dette gjelder for eksempel fiberduk som brukes til å beskytte mot insektangrep og har en levetid på ca 5 år. Bygninger, maskiner og redskaper hos en produsent ble studert. Infrastrukturen besto av 2 traktorer, 1 kjølelager, 1 redskapsskjul og diverse redskaper (grubb, plog, sprøyter, fres og innhøster). Kjølelageret ble beregnet å inneholde følgende materialmengder: 6,2 m3 tre, 0,30 m3 armeringsjern, 0,036 m3 blikk til tak, 28,5 m3 steinull og 30 m3 betong. Miljøeffekten ble beregnet ved å bruke typiske verdier for tetthet samt tall fra databaser for utslipp fra produksjon av råvarer. Produksjon av materialene fra råvarene og oppføring av selve bygget ble antatt å gi et bidrag på 50 % av uttaket og produksjonen av råvarene. Redskapsskjulet var en uisolert bygning, noe større enn kjølelageret med følgende materialforbruk: 5,9 m3 tre, 0,25 m3 armeringsjern, 0,061 m3 blikk til tak og 25 m3 betong. Beregningene ble gjort på samme måte som for kjølelageret. Redskapen (sprøyte, harv, grubb, plog) ble beregnet ut fra prosesser i Ecoinvent som ga miljøpåvirkning pr kg maskineri. Hver prosess er beregnet ut fra en viss totalvekt, antall timer brukt og reparasjonsfaktor. I dette tilfellet er reelle tall for vekt og levetid brukt til å justere tallene i Ecoinvent. Reparasjonsfaktoren var ukjent og ble antatt å være lik som det som er brukt i databasen. Produksjon av traktor ble beregnet på samme måte. 4.3.3 Beregning av utslipp av N2O (lystgass) fra jord og CO2 fra kalking Dyrking av grønnsaker medfører utslipp av N2O fra jord, både direkte fra nitrogenforbindelser i jorda og indirekte via nitrogenforbindelser som fordamper til luft og som avrenner til vann. De viktigste kildene til nitrogen er tilført nitrogen i form av kunstgjødsel og nitrogen i planterester. Drenert myrjord inneholder store mengder nitrogenforbindelser. En del av dette blir omgjort til N2O og sluppet ut ved 29 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie oppdyrking. I denne studien ble det ikke dyrket opp myrjord hos noen av de undersøkte produsentene. Utslippene ble beregnet iht IPCC sine beregningsmåte, versjon 2006. IPCCs beregningslinjer inneholder beregningsregler på flere nivåer, hvor nivå 1 (”Tier 1”) er det enkleste nivået, som baseres på globale gjennomsnittsverdier. I utgangspunktet bør en så avansert beregningsmetode som mulig brukes, det vil si nivå 2 eller 3. Det foreligger pr dags dato (oktober 2012) ikke tilstrekkelig data for å gjøre nivå 2 eller 3 analyser i Norge. Ei heller var det innenfor rammen av prosjektet mulig å gjøre direkte målinger forbundet med produksjonen som inngikk i prosjektet. Dermed ble nivå 1-metodikken brukt. Metodikken sier for eksempel at 1 % av en mengde nitrogen (i tillegg til av N i avlingsrester som blir lagt igjen på åkeren) som tilsettes et jordstykke vil omdannes direkte til N2O. Denne faktoren er basert på en lang rekke undersøkelser verden over, men det er mulig at utslippene er høyere eller lavere enn det denne faktoren sier. En lang rekke faktorer spiller inn, blant annet nedbørsmengde og drenering lokalt. Når kalk settes til jorda vil, ble klimagassutslippene beregnet ifølge IPCC sine retningslinjer på denne måte: CO2 = (Mkalkstein • EFkalkstein)+ (MDolomitt • EFDolomitt )= Mkalkstein • 0,12 + MDolomitt • 0,13. Mkalkstein og Mdolomitt er henholdsvis mengden kalkstein og dolomitt. 4.3.4 Karbontap Karboninnholdet ved kontinuerlig drift uten arealbruksendringer eller endringer i dyrkingsmetoder er beregnet i flere studier. Studiene viser at karboninnholdet i jorden synker for hvert år som går. Årsaken er i særlig grad oksidering (Ulf Sonesson, SIK, pers med.) som følge av høy grad av jordbearbeiding. Erosjon er en mindre viktig faktor. Intensiv grønnsaksdyrking gir spesielt høye tap av karbon i jorda. Grønlund (2009) beregnet tapet til 30-60 kg C/daa pr år. Riley and Bakkegård (2006) beregnet gjennomsnittlig tap pr år til 55 kg C/daa. Det antas at alt karbonet i jorden til slutt vil frigjøres til CO2. Dette tallet må multipliseres med 3,66 for å finne mengden CO2. 55*3,66= 201 kg CO2-ekv pr daa pr år. Dette ville utgjort 57 g CO2-ekv ekstra pr kg gulrot vugge til butikk, det vil si 15 %, en betydelig økning. I dette tilfellet ble det potensielle karbontapet beregnet ved metoden til Riley og Bakkegård (2006), men ikke inkludert i sluttresultatene fordi det ikke finnes en etablert internasjonalt akseptert beregningsmetode og siden dette er et ”bør”-krav i ISO 14067, altså ikke obligatorisk. 4.4 Datainnsamling pakkeri All gulrot som ble produsert av produsentene i dette prosjektet leverte produktene til Lågen Gulrot (LG) hvor lagring, prosessering og pakking foregår. Kun en del av produksjonen ble lagret på LG, resten på gårdsbrukene. Det ble anslått at ca 30 % ble lagret på gårdene. Derimot skjedde all prosessering (vasking og sortering) og pakking på LG. Pakkeriet bruker energi i form av elektrisitet. På pakkeriet foregår sortering til 4 forskjellige grader: Beger, pose, uspesifisert kl 2 og 10 kg poser. En del av det bortsorterte produktet går til industri, særlig produsent av frossengrønnsaker, og storhusholdninger. Dette gjelder særlig produkter av ukurant størrelse. Resten av produktet som ikke brukes til disse formålene går til dyrefòr, både til husdyr og til fòring av ville dyr, for eksempel rådyr. Noe produkt går tapt som følge av råte, men dette skylles som regel ut med vaskevannet. Ifølge LG må noe produkttap som følge av fordampning fra produktene påregnes. Da produktmengde høstet, 30 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie innlagret og levert er beregnet ut fra volum mens mengde pakket registreres som vekt er det ikke mulig å anslå effekten av dette vekttapet. Energi brukes hovedsaklig til drift av maskiner og kjøling av lagerhallene. Øvrig energibehov er oppvarming av kontorlokaler og pakkelokaler. Total energibruk pr år er 671 760 kWh, det antas at dette er bare pakking og lagring. Gulrot lagres dels på produsentenes egne lager, hos Lågen Gulrot og i ekstern lagerhall. Energibruken for lagring på Lågen Gulrot var 0,20 kWh/kg. Energibruk i smålager hos èn produsent var 0,15 kWh/kg produkt. Energibruken i de andre lagrene er ikke kjent, men antas å ligge i området 0,1-0,15 kWh/kg. Den gjennomsnittlige energibruken for lagring ble anslått å være 0,15 kWh/kg produkt. Ut fra den totale energibruken, lagrings energibruk, mengde lagret på Lågen Gulrot og mengde pakket (ca 6000 tonn) ble energibruken i prosessen med vasking, sortering og pakking anslått til 0,07 kWh/kg. Kjøleanlegget i pakkeriet har lekkasjer av kuldemedium. Tabell 8 viser omfanget av lekkasjene. Tabell 8. Lekkasje av kuldemedium fra Lågen Gulrot 2004-2011. R22 2004 2005 2006 2008 2009 2010 Gjennomsnitt R507 59 45 85 0 178 0 24 87,5 0 12 0 57 52,4 25,8 R 507 består av blanding av 50 % R-125 og 50 % R-143a. R 125 og R 143a har ingen ozonnedbrytende effekt, men klimaeffekten er stor, henholdsvis 3500 og 4470 ganger høyere enn CO2. R22 har ozonnedbrytende effekt (0,034 CFC-11-ekv) og en høy klimaeffekt, 1810 ganger høyere enn CO2. 4.4.1 Materialbalanse Av den høstede mengde gulrot går noe tapt under lagring. En del av dette brukes til dyrefor. Resten ble vasket, sortert i fire fraksjoner og pakket. De fire fraksjonene var beger, pose, uspesifisert klasse 2 og 10 kg. De tre førstnevnte fraksjonene gikk til slag i butikk mens sistnevnte ble solgt til storhusholdninger og industri. Beger og pose ga høyest betaling til produsentene, det var derfor viktig for produsentene å oppnå en høy andel av disse sorteringsgradene. Sorteringskriteriene var fravær av flekker og merker, samt størrelse og form. Det var altså ikke en direkte korrelasjon mellom kvalitet og sorteringsgrad, fordi estetiske krav var viktig i tillegg til faktorer som hadde med kvalitet å gjøre, for eksempel synlige skader. Det var i dette prosjektet ikke mulig å oppstille en fullstendig materialbalanse fra dyrking til pakking, på grunn av manglende data. Svinnet fra høsting til pakking lot seg ikke beregne nøyaktig fordi data om høstet mengde mangler for mange av produsentene. Dessuten var høstet mengde målt unøyaktig, i form av antall ”binger”. For produsentene som ga data ble det gjennomsnittlige svinnet 31 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie anslått til ca 2900 kg/daa og den pakkede mengden var 3500 kg. Det betyr at av en høstet mengde på 6400 kg/daa ble 45 % tapt som svinn. Imidlertid inkluderer dette svinnet flere forskjellige fraksjoner: Råtnet produkt, salg til industriell produksjon (for eksempel frysetørrete grønnsaker), fòr til husdyrproduksjon og fòr til ville dyr (rådyr og elg). De to sistnevnte fraksjonene hadde ingen kommersiell verdi for gulrotprodusenter eller pakkeri. Fraksjonen som gikk til husdyrfòr hadde en verdi for produsentene av kjøtt og melk og fraksjonen som gikk til fòring av vilt hadde mest verdi for jegerne fordi det erstattet en viss mengde annet fòr. Det er vanskeligere å beregne en konkret nytteverdi av fraksjonen som gikk til foring av ville dyr. Gulrot til industriell produksjon fikk pakkeriet, men ikke produsentene, betaling for. Gjennomsnittlig sorteringsresultat for alle produsentene i de to undersøkte årene var 49 % i beger, 37,2 % i pose, 9,1 % i uspesifisert klasse 2 og 4,7 % i 10 kg pakninger. Dette var et vektet snitt. 4.4.2 Allokering mellom hovedprodukter og biprodukter All miljøbelastning fra pakkeriet og de tidligere deler av verdikjeden måtte fordeles mellom pakkeriets produkter. Produktene omfattet både hovedprodukter med en kommersiell verdi og biprodukter som ble gitt bort gratis, men som ble brukt til nyttige formål. Masseallokering ble brukt mellom hovedproduktene mens biproduktene som bøndene ikke fikk betalt for ble tilskrevet null miljøbelastning. Dette gjelder både biprodukter som pakkeriet fikk betalt for, for eksempel produkt til storhusholdning og industri, og biprodukter som pakkeriet ikke to betalt for. I prosjektet forelå data for betaling fra pakkeriet til produsentene, slik at beregning av økonomisk allokering var mulig. 4.5 Datainnsamling fra grossist, transport og handel Datainnsamling fra leddene fra og med grossist til og med butikk ble ikke gjort på produktnivå, men ble gjort på et overordnet nivå, men en distinksjon ble gjort mellom kjølte og ikke-kjølte varer. Beregningene er redegjort i egen rapport (Møller og Svanes 2012). I det følgende er hovedlinjene gjengitt. Referansene er gitt i rapporten av Møller og Svanes. 4.5.1 Data for grossist For grossistleddet er det innsamlet gjennomsnittlige tall for energibruk og avfall. Det har ikke vært mulig å fordele på ikke-kjølte og kjølte/fryste varer. 32 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Tabell 9. Energibruk for et gjennomsnittlig norsk grossistlager (Knut Lutnæs 2010). Energibruk elektrisitet [kWh/kr omsatt] Energibruk olje [kWh/kr omsatt] Energibruk totalt [kWh/kr omsatt] 0,0014 0,0006 0,00146 Ikke fordelt på varer Tabell 10. Avfallsmengde for et gjennomsnittlig norsk grossistlager (Knut Lutnæs 2010). Avfallsmengde [g/kr omsatt] Papp/ papir Plast Ikke fordelt på 0,220 0,025 varer *Andel til gjenvinning er 93 % Organisk Metall Trevirke Spesial avfall Restavfall Totalt avfall* 0,037 0,002 0,074 0,001 0,029 0,388 4.5.2 Data for transport Data for transport tar utgangspunkt i en engelsk studie (DEFRA 2008). Total utnyttingsgrad ble satt til 53 %. Gjennomsnittlige norske transport avstander for sentrallager til grossist og videre til butikk er brukt, ut fra data fra DMF, Dagligvarehandelens Miljøforum. Tabell 11. Antall km og dieselforbruk for norsk distribusjon (Knut Lutnæs 2010). l diesel/km Semitrailer 0,45 Single 0,40 Semitrailer til butikk Vektet gjennomsnitt Totalt antall km/år Utnyttelsesgrad Dieselforbruk l diesel/pall km 53 % 1 349 375 53 % 0,45 *Det er anslått at halvparten av trailerne brukes til distribusjon til butikk 33 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie 4.5.3 Data for butikk Analyseenheten for transport var 1 pall. Det betyr at miljøbelastninger ble regnet ut pr pall. Tabell 12. Mengde produkt pr salgsareal, energibruk til belysning og kjøling (DEFRA 2008). Vekt produkt pr salgsareal [kg/m2 hylle] Energi til belysning [kWh/kg og time] Energi til kjøling [kWh/kg og time] Totalt energibruk [kWh/kg og time] Melk 339 0,0003 0,0155 0,0158 Ost 378 0,0003 0,0029 0,0032 Kjøtt 91,2 0,0011 0,0105 0,0116 Fersk potet 182,5 0,0005 0 0,0005 Tabell 13. Energibruk og utslipp av kuldemedium for en gjennomsnittlig norsk dagligvarebutikk (Halvard Hauer 2010). Energibruk [kWh/kr netto omsatt] Utslipp kuldemedium [kg medie/ kr netto omsatt] Ikke kjølte varer 0,00315 - Kjølte/fryste varer 0,00999 1,360E-07 4.6 Data for siste del av verdikjeden Etter salgstidspunktet blir varen fraktet til en bolig, lagret i kjøleskap, tilberedt og spist. Primæremballasjen blir kastet. En viss andel av produktet vil ofte gå tapt som svinn. I ”Cradle to Grave”-analyser skal denne delen av verdikjeden være med. Bruksfasen vil være selve spisingen. Det har ikke vært vanlig å ta med denne delen av prosessen fordi mennesker regnes som en del av naturen, ikke teknosfæren. Det betyr at fordøyelsesprosessen og rensing av kloakk er utenfor systemet. Av samme grunn er ikke utslipp som følge av arbeid med i systemet. 4.6.1 Transport til bolig Flere studier viser at transporten hjem ofte utgjør en stor del av et produkts klimabelastning. Beregningene av transportmengde varierer fra 0,18 til 4 km bilkjøring pr kg vare. Transport pr sykkel og gange tas ikke med av samme grunn som nevnt i innledningen av dette kapitlet. Beregningene tar med kjøringen både til og fra butikken og prøver å isolere ut kjøring som kun har innkjøp som formål. Sonesson et al (2005) anslo at mellom 28 (kun matinnkjøp) og 63 km (matinnkjøp + andre formål) bilkjøring pr uke hadde sammenheng med matinnkjøp. 35 km kjøring kan altså relateres til blandede formål, og hvis vi grovt anslår at 25 % av den blandede kjøringen kan allokeres til matkjøp blir den ukentlige kjørelengde forbundet med matkjøp til 36,8 km. Utslippene forbundet med denne kjøringen 34 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie må allokeres mellom forskjellige matinnkjøp. Èn måte å gjøre dette på er å finne ut mengden innkjøpt mat, målt i kg, og å beregne utslippene pr kg mat innkjøpt. I følge norsk statistikk (Helsedirektoratet 2011) bruker en person i Norge ca 640 kg mat og drikke pr år, grovt anslått 1920 kg pr husholdning (antar 3 personer pr husholdning), hvilket betyr 37 kg pr uke. Dette gir ca 1 km kjøring pr kg mat eller drikke innkjøpt. I en studie utført av Østfoldforskning (Liodden 2002) ble en ukentlig kjørelengde på 16 km og årlig forbruk på 552 kg stipulert og ut fra det en kjørelengde på 1,5 km/kg varer beregnet. I en eldre studie av Orremo og Wallin (1999) ble gjennomsnittlig kjøring pr shoppingtur anslått til 8 km, og den gjennomsnittlige verdien på innkjøpt mat 208 svenske kroner. Antatt en snittpris på norske gulrøtter på 15 kr og en vekslingskurs på 0,85 (NKK/SKK) blir kjørelengde pr kg gulrot 0,7 km. Beregningen som synes å være mest grundig er gitt av Mila i Canals (2009). Denne beregningen gir også de laveste tallene av alle studiene som er undersøkt. Grunnlagstallene kommer fra Pretty et al (2005) som anslo gjennomsnittavstanden fra hjem til butikk til 6,4 km og transportmidlene som følger: 58 % med bil, 30 % gående, 8 % med buss og 3 % med sykkel. Den gjennomsnittlige mengden innkjøp ble av Foster et al (2006) beregnet å være 28 kg. Sykling og gange gir ikke utslipp. Mila i Canals beregnet mengden transportarbeid pr kg vare innkjøpt til 0,185 km med bil og 0,00085 km med buss med 30 personer i gjennomsnitt. I dette prosjektet ble tallene fra Mila i Canals (2009) brukt til å beregne effekten av transport av mat til bolig fordi det er den mest grundige studien. 4.6.2 Tilberedning og lagring Databasetall er brukt for å beregne energibruk til tilberedning og lagring. Tallene kommer fra databasen LCA Foods, men er tilpasset norske forhold. Elektrisitet fra Nordel-området er anslått brukt til koking og lagring av gulrøtter. I LCA Foods DK brukes elektrisitet fra naturgass som antas å være den marginale elektrisitet i Danmark. 75 % av gulrøttene antas å bli kokt, resten spist rå. Gulrøttene antas å bli oppbevart i snitt i 5 dager i et kjøleskap med energiklasse A. 4.6.3 Svinn Carlsson-Kanyama og Faist (2000) anslo at 28 % av gulrøtter og 18 % av kål som blir kjøpt inn går til svinn. Carlsson-Kanyama (2001) oppgir 16 % svinn for poteter. WRAP (2007) anslår en svinnprosent på 33 % for grønnsaker og frukt. RELU-prosjektet konkluderte med en svinnprosent på 20 % for gulrøtter. Dette svinnet gir opphav til direkte miljøpåvirkning, forbundet med avfallsbehandling og transporter. I dette prosjektet ble en svinnprosent på 20 % antatt. Den indirekte miljøpåvirkning som følge av at 20 % mer gulrot må produseres, lagres, prosesseres og transporteres til forbruker må også inngå i regnestykket hvis forbruksfasen inngår i systemgrensene. Detaljer om avfallsbehandling er gitt i kapitel 3.7.2. 4.7 Datainnsamling for øvrig Data for prosessene som ikke er beskrevet i de foregående avsnitt er innhentet ved bruk av litteratur og databaser. 35 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie For mineralgjødsel er det benyttet gjennomsnittlig klimaspor på 3,1 kg CO2-ekv. pr t N levert til Norge (Yara HESQ/ TK Jenssen 2010). Dette er utslipp knyttet til selve produksjonen. 4.7.1 Emballasje Tabell 14 oppsummerer emballasjen til hovedproduktene. PET har vært mest brukt som materiale i beger og det er dette materialet som ligger til grunn for beregningene. Tallene er primære data målt av forskerne. Tabell 14. Emballasje til gulrot F-pak D-pak Lastbærer Beger Beger:13,5 g. PET eller PP, som regel PET. Film rundt beger: 3,5 g PP. Bølgepappkasser 500 g 12 F-pak i D-pak Europall og plasttejp. Pall: 40 D-pak pr pall. Pose Pose: 6 g OPP. Bølgepappkasser 500 g. 15 F-pak i D-pak Europall og plasttejp: 40 D-pak pr pall. Uspesifisert Lik poseproduktet kl 2 Lik poseproduktet Lik poseproduktet 10 kg Brukes ikke. Europall. 50 poser pr pall. Krympeplast: ca 200 g LDPE pr pall. 52,1 g pr pose. LDPE 4.7.2 Avfall For avfallshåndtering og transport er Ecoinvent og andre databaser i SimaPro benyttet. En stor del av avlingen blir ikke pakket, men det foreligger ikke i dette prosjektet tall for hvor stor del av dette svinnet som brukes, det vil si går til industriell produksjon eller dyrefòr og hvor stor del som skyldes tap av vann og råtnet produkt. Avfall oppstår særlig i butikk og hos forbruker. I butikk går all d-pak til avfall i tillegg til gulrotsvinn og f-pak som tilhører dette svinnet. Hos forbruker går all f-pak til avfall samt noe gulrot. Svinnet i butikk er funnet å være 4,5 % av inntransportert vare. Det er ikke i dette prosjektet samlet inn data om svinn hos forbruker, men ut fra publiserte data ble 20 % svinn antatt (se kapitel 3.6.3). Avfallet havner hovedsaklig i deponi, forbrenningsanlegg eller går til resirkulering. Tabellen (Returtall for 2010) under viser andel som går til hver behandlingsform: Tabell 15. Andel av aktuelle avfallstyper som behandles på forskjellige måter. Gulrot Papp Plast Deponi 10,6 % 1% 10,1 % Forbrenning 46.5 % 7% 50,7 % Gjenvinning/kompostering/biogassproduksjon 42,9 % 92 % 39,2 % Imidlertid er situasjonen en ganske annen for avfall fra butikker, hvor hele 95 % resirkuleres. Data for utslipp ved transport til avfallsbehandlingen er hentet fra Raadal og Modahl (2009). 36 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie 5 Resultater 5.1 Miljøbelastning av hovedproduktene De kommersielt viktigste produktene er gulrot pakket i beger og i pose. Disse produktene får produsentene best betalt for. Fig ur 2 og 3 viser spredning av klimagassutslipp i verdikjeden fra primærproduksjon til butikk og avfallsbehandling av butikksvinn og emballasje. Diagrammet viser klart at det ikke er èn enkeltfaktor som står bak størstedelen av utslippene til produktet, Primærproduksjonen gir de største utslippene, men også prosessering/lagring og emballasje er viktig. Figur 3 viser fordelingen i større detalj. Nest etter de nevnte leddene gir butikken det største utslipper. Transportetappene gir også vesentlige bidrag til miljøbelastningen. Avfallsbehandlingen av forbrukeremballasjen gir til sammenligning en liten miljøbelastning. Som tidligere nevnt stopper systemet idet avfallet transporteres til mottak. Totalt klimaspor for gulrot pakket i brett fra vugge til butikk er: 0,385 kg CO2-ekv/kg produkt. Fig ur 2. Global klimaendring for 1 kg gulrot pakket i brett, ”vugge til butikk”, 2010-11. 37 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Figur 3. Global klimaendring for 1 kg gulrot pakket i brett, ”vugge til butikk”, 2010-11, ekspandert diagram. Figur 4 viser tilsvarende diagram for gulrot pakket i pose. Total klimabelastning er ca 20 % lavere enn for brettgulrot. Den vesentligste forskjellen utgjøres av forbrukeremballasjen som er langt lettere. Dessuten brukes PP (polypropylen) som er en mindre miljøbelastende plast enn PET (polyetylen tereftalat) som brukes i begrene. Det er mulig at begerløsningen beskytter bedre mot svinn, men denne hypotesen kunne ikke testes på grunn av mangel på data. Figur 4. Global klimaendring for 1 kg gulrot pakket i pose, ”vugge til butikk”, 2010-11. 38 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Resultatene for de andre miljøpåvirkningene er gitt i vedlegg 1. Forsuringsbelastningen følger i stor grad samme mønster som klimabelastningen, men livsfasene som innebærer bruk av fossile drivstoff (transporter, elproduksjon) og petrokjemi (produksjon av plast) har høyere relativ betydning enn for klimaeffekten. Interessant nok er effekten av avfallsbehandling av plast mindre negativ for forsuring enn for klimaeffekt. Eutrofiering, det vil si overgjødsling domineres i stor grad av produksjonsfasen, noe som er naturlig ettersom det er i jordbruket slike utslipp i størst grad skjer. Noe overgjødsling skjer ved utslipp av NOx fra transport men den største effekten har avrenning av fosfor- og/eller nitrogenholdig gjødsel til innsjøer, elver og havet. Det har imidlertid ikke vært tilgjengelig spesifikke tall for overgjødsling. Overgjødslingsnivået er dermed antatt å utgjøre en viss prosentandel av tilført gjødsel på samme nivå som i databasen LCA Foods DK. Ozonnedbrytning er først og fremst knyttet til prosessering og primærproduksjonen. Det er utslipp av ozonnedbrytende stoffer i kuldemediene som har mesteparten av skylden. Utslipp skjer også ofte fra mobile kilder, det vil si særlig kjøleanlegg i lastebiler. De fleste lastebiler som brukes i Norge er imidlertid av relativ ung alder (Kjell Didrichsen, Bring Frigoscandia, muntlig meddelelse) og kuldemediene som brukes har ikke ozonnedbrytende effekt. Energibruken er høyest i livsløpsfasene hvor elektrisitet brukes, særlig i lagring av produkt hos bøndene, i prosessering og hos grossist og i butikk. Dessuten er plastproduksjonen og transportene energikrevende. 5.2 Miljøbelastning med næringstetthet som funksjonell enhet Ifølge LCA-metodikken skal resultatene beregnes og oppgis i forhold til en viss funksjon. For mat er den viktigste funksjonen å tilføre kroppen næringsstoffer for å vedlikeholde kroppen. I en studie (Smedman et al 2010) er en ny funksjonell enhet utviklet, basert på ”næringstetthet”. Næringstetthet beregnes som følger: ∑ (100*(mengde av stoff x i varen/RDI av stoff) * (antall næringsstoffer i varen ≥ 5 % av RDI/21) Næringstettheten ble beregnet for gulrot ut fra næringsinnholdet (Matvaretabellen 2012) i tabell 16. Resultatet var 0,44 for hel gulrot og 0,39 for den spisbare delen av gulrot. Jo høyere tall jo høyere næringsinnhold. Hovedideen ved å bruke næringstetthet er at klimasporresultatene (og resultatene fra LCA) for forskjellige matprodukter blir mer sammenlignbare. Klimasporet for gulrot pakket i brett ble beregnet til 0,10 kg CO2-ekv/næringsenhet for den spisbare delen og 0,09 kg CO2-ekv/næringsenhet for hel gulrot. Det foreligger pr i dag få beregninger basert på denne metodikken, men når slike resultater foreligger vil disse resultatene kunne brukes i sammenligning mellom produkter. 39 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Gulrot, pr RDI=anbefalt daglig inntaj enhet 100 g Spiselig del 0,89 Vit A 429 700 RAE Vit D 0 7,5 ug Vit E (alfa-t) 0,6 8 mg α-TE Tiamin 0,05 1,1 mg Riboflavin 0,02 1,3 mg Niacin 0,9 15 mg Vit B6 0,06 1,2 mg Folat 15 400 ug Vit B12 0 2 ug Vit C 4 75 mg Kalsium 29 800 mg Fosfor 29 600 mg Kalium 297 3,1 g Magnesium 12 280 mg Jern 0,3 15 mg Sink 0,3 7 mg Kopper 0,05 0,9 mg Selen 0 40 ug Energi 149 KJ Protein 0,7 71,5 g Karbohydrater 6,5 262 g Fett 0,1 65,7 g Jod 0 150 ug Vann 89 g Tabell 16. Næringsinnhold i rå gulrot og daglig anbefalt næringsinntak (gjelder kvinner 31-60 år). 5.3 Variasjon av miljøbelastning mellom primærprodusenter Tallene som er gitt i de foregående kapitlene er gitt for gjennomsnittsproduksjonen i de to undersøkte årene. Et snitt-tall er regnet ut for hver av de undersøkte produksjonsårene. Snittavlingen for 2010-11 er ca 10 % høyere enn for året før, men sammenligningsgrunnlaget er ikke godt fordi snittet for 200910 omfattet bare to produsenter, mens snittet for året etter omfatter 9 av 13 produsenter. Imidlertid utgjør disse to produsentene en stor del av totalvolumet produsert. Figur 5 illustrerer variasjonen i resultat mellom produsentene. De fleste produsentene ligger mellom 0,35 og 0,45 kg CO2-ekv pr kg gulrot levert til forbruker. Tallene er basert på individuelle beregninger for hver produsent. Èn produsent ligger noe over dette nivået, en annen ligger omtrent dobbelt så høyt. Årsaken til variasjonene er hovedsakelig forskjeller i avlingsnivået. 40 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Figur 5. Global klimaendring, ”vugge til butikk” variasjon mellom produsenter og år. ”09-10” står for dyrking i 2009, salg i 2009 og 2010, tilsvarende for ”10-11”: dyrking i 2010, salg i 2010 og 2011. 5.4 Analyse av primærproduksjon Primærproduksjonen utgjør for klimaeffekten det viktigste bidraget til miljøbelastningen fra vugge til grav. Figur 6 viser hvordan denne belastningen fordeler seg mellom enkeltbidragene. Utslipp forbundet med N2O-utslipp direkte eller indirekte fra jord og CO2-utslipp fra forbrenning av drivstoff de viktigste bidragene. Sistnevnte tall inneholder også klimagassutslipp forbundet med produksjon og transport av drivstoffet. Gjødselproduksjon utgjorde også en viktig del av total belastning, særlig Nitrogengjødsel. Interessant nok gir også fibernettet som brukes til beskyttelse mot insekter en vesentlig belastning selv om dette nettet brukes i 5 år. Årsaken er høyt belastning ved produksjon av råmaterialet i nettet. Produksjon av såfrø ga svært små utslipp. Infrastrukturen gir små utslipp, større enn cut-off-grensen på 1 % hvis man bare ser på selve primærproduksjonen. Utslippene kan imidlertid ignoreres når systemgrensene er videre, for eksempel vugge til butikk. 41 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Figur 6. Global klimaendring, fordeling i primærleddet. 5.4.1 Karbontap i jord Karbontapet i jorden er ikke inkludert i dette prosjektet. Riktignok gir jordanalyser en indikasjon på innholdet av mold i jorden, men ikke nøyaktig nok til at det kan brukes å beregne karbontapet. Dessuten bør karboninnholdet i jorden testes på flere dyp helt ned til 1 meter for å kunne gi et godt nok grunnlag. Karbontapet ved vedvarende drift ble beregnet ut fra publiserte data å være 210 kg CO2/daa og år. Med et gjennomsnittlig utbytte på 3500 kg gulrot pr dekar ville dette tapet utgjort 60 g CO2-ekv/kg produkt levert til butikk pr år. Dette ville gitt en økning på 15 % i klimasporet til en gulrot pakket i brett. Det er altså en betraktelig effekt av å neglisjere karbontap i jord, men det finnes ikke en internasjonalt akseptert metodikk for å beregne dette tapet. 5.4.2 Produksjon av innsatsfaktorer Gjødsel: Gjødsel som ble brukt er antatt produsert i Norge. For denne produksjonen er katalysator innført slik at utslippene av N2O ved produksjonen er relativt lave. Tall som er representative for Yara sin produksjon av N-gjødsel ble innhentet. Disse tallene viser en klimabelastning på ca 3,1 kg CO2-ekv pr kg N for gjødselen. Gjennomsnittlige tall for gjødselproduksjon i resten av verden er høyere. Ecoinvent angir en belastning på ca 8,55 kg CO2-ekv/kg pr kg N. Yara har en markedsandel på 30 % i Europa, men i norsk gulrotproduksjon antas det at Yara har 100 % av markedet. Hvis en gjennomsnittlig produksjon hadde blitt lagt til grunn ville klimabelastningen for en kg brettpakket gulrot vært 14,7 g høyere, det vil si et 4,1 % høyere klimaspor. 42 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Diesel: På tross av at diesel for det meste ikke produseres ved syntese, men stort sett isoleres fra råolje har diesel vært gjennom en lang verdikjede før det havner på tanken i for eksempel en traktor. Denne verdikjeden gir opphav til utslipp. Ecoinvent angir utslipp på 0,524 kg CO2-ekv/kg diesel levert til RDC (regionalt distribusjonssenter), 0,441 CO2-ekv/kg diesel hvis infrastruktur ekskluderes. ELCD databasen gir CO2-ekv/kg diesel. En mye brukt emisjonsfaktor i Carbon Trust-systemet er 0,249 kg CO2/l, det vil si 0,296 kg/kg hvis vi antar at tettheten er 0,84 kg/l. Forskjellen mellom denne emisjonsfaktoren og den som framkommer i Ecoinvent er altså 0,228 eller hele 77 %! En viktig del av forklaringen er nok at Carbon Trust ekskluderer infrastruktur i klimasporberegningene. Effekten av å bruke en lavere emisjonsfaktor (Carbon Trust) er en reduksjon av klimasporet i størrelsesorden 8 g CO2/kg gulrot, det vil si 2,2 %. 5.4.3 Effekt av infrastruktur Infrastrukturen i primærproduksjonen utgjør ca 3,5 gram pr kg gulrot produsert. Dette er litt under 1 % av klimapåvirkningen til brettpakket gulrot, andelen er høyere for posepakket produkt. 1 % er cut-offgrensen som brukes i mange LCA. Prosesser som bidrar mer enn 1 % skal tas hensyn til. Figur 7 viser at de viktigste bidragene kommer fra kjølelageret og traktoren. For kjølelageret er det særlig effekten av de store mengdene isolasjon i kjølelageret som spiller inn. For traktoren er mengden materialer høy. De øvrige redskapene spiller liten rolle, i likhet med redskapsskjulet, som er en enkel konstruksjon. Figur 7. Klimagassutslipp fra infrastruktur, gram CO2-ekv pr kg gulrot produsert. 5.4.4 Innkjøpte tjenester En gårdbruker er, som alle andre som driver næringsvirksomhet, avhengig av å få utført en rekke tjenester. Det dreier seg om for eksempel reparasjon av utstyr, vedlikehold av bygninger, regnskapsføring og eventuelt også rådgivningstjenester. I utgangspunktet skal all virksomhet som kan 43 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie knyttes til produksjonen av produktet tas med, også tjenester. Utslipp forekommer for eksempel ved at tjenesteyterne bruker transport og energi til oppvarming av lokaler, belysning, drift av PCer m.m. For en av gårdbrukerne ble det anslått et årlig forbruk av tjenester på 100 000 kr. Det er vanskelig, og altfor tidkrevende i rammen av dette prosjektet å regne ut effekten av tjenestene fordi det krever omfattende analyser og mye data. Det ble derfor brukt en forenklet analyse basert på såkalte Output/Input-analyser (I/O-analyser). I/O-analyser er basert på koblingen av pengestrømsanalyser og sektorvise utslipp. En forenklet beregning med denne metoden ga et resultat på 10-26 g CO2-ekv/kg gulrot for denne produsenten. Dette er basert på tall (kg CO2-ekv pr valutaenhet omsatt) fra Nederland og er snitt av det som kalles ”other services”, som en rekkebetegnelse på en hel rekke tjenester fra 105 bransjer. Påvirkningen utgjør grovt sett 3-7 % (ut fra to forskjellige beregninger av ”other services”) av den totale miljøbelastning til gulrot pakket i brett, vugge til butikk. 5.4.5 Bruk av innsatsfaktorer Bruk av innsatsfaktorene handelsgjødsel og plantevernmidler ble vurdert i forhold til mengde avling. Analysen viste at bruk av innsatsfaktorer varierte betydelig fra produsent til produsent. Innsatsfaktorer brukes til å gjennomføre nødvendige operasjoner (for eksempel diesel), øke avling (gjødsel) og hindre svinn/gi høy kvalitet (pesticider). Bruken av innsatsfaktorer kan dermed antas å korrelere med avlingsnivåer inntil et visst nivå hvor det ikke lenger gir en effekt å øke forbruket. Figur 8 viser resultatene av en beregning hvor avlingsnivået er dividert med forbruk av henholdsvis mengde plantevernmidler og mengde gjødsel (som kg N). Et høyt tall indikerer effektiv bruk av innsatsfaktor, tilsvarende indikerer et lavt tall en mindre effektiv bruk. Resultatene varierer mye fra produsent til produsent, for begge indikatorene. Dessuten er det for flere produsenter lite samsvar mellom de to indikatorresultatene. Produsent 1 og 11 representerer ytterpunktene. Nummereringen er ulik fra nummereringen i datainnsamlingssystemet GH-dok . Det er ut fra øvrig datainnsamling i prosjektet ikke funnet holdepunkter for å forklare disse forskjellene. En mulig forklaring er sykdommer og skadedyr som angriper avlingene, særlig gulrotsuger. Tallene viser også en tendens til at de produsentene som har de største dyrkingsarealene har større avling og lavere klimaspor enn de med lavere areal. Dette kan skyldes flere forhold, blant annet at de største produsentene har mer tid til å konsentrere seg om bare gulrotdyrkingen, mens de mindre produsentene i større grad må spre oppmerksomheten på flere næringer. Figur 8. Forhold avling/innsatsfaktorer – data er i prosent og normalisert i forhold til høyeste verdi. 44 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie 5.5 Analyse av prosessering På Lågen Gulrot skjer lagring, vasking, sortering og pakking av gulrot. Disse prosessene utgjør til sammen en vesentlig del av miljøbelastningen til produktene, ca 17-21 % av klimabelastningen. Halvparten av klimabelastningen skyldes imidlertid utslipp av kuldemedium. Dermed kan en stor reduksjon av klimabelastning oppnås ved å tette lekkasjene og/eller ved en overgang til kuldemedier som ikke medfører direkte klimabelastning. For øvrig stammer miljøbelastningen fra energibruk til kjølemaskineriet og maskinene som vasker og pakker produktene. Det er kjent at en stor del av produktene som fraktes til pakkeriet går til avfall, til dyrefòr som ikke gir betaling til produsentene eller til biprodukter som pakkeriet får betalt for, men ikke produsentene. Det er ikke tilstrekkelig data til å beregne mengdene som går til avfall og biprodukter. Det er imidlertid klart at dette gir et økonomisk tap for bøndene. Avfallet representerer dessuten et tap av miljøeffektivitet. Hadde det blitt utnyttet som biprodukt eller hovedprodukt ville utslippene pr produsert enhet minsket. 5.6 Analyse av distribusjon og salg Tallene for distribusjon og salg er gjennomsnittstall for alle produkter, med unntak av tallene for butikker som er delt opp i kjølte og ikke-kjølte varer. Variasjon fra produkt til produkt og fra sted til sted er ikke kjent, men det er klart at kjøredistanser og svinnprosent varierer i stor grad. Gulrøtter er en forholdsvis holdbar vare i forhold til mange andre grønnsaker og kan dermed ligge relativt lenge i butikken. Spesifikke data om oppholdstid i butikk var ikke tilgjengelig i dette prosjektet og dermed kunne ikke spesifikk energibruk beregnes. Transportarbeidet vil variere mye for produkter i Norge avhengig av geografisk beliggenhet av butikken. Det kan være interessant å beregne effekten av geografisk plassering på produktets klimaspor, men dette ligger ikke innenfor rammen av denne studien. 5.7 Analyse av forbrukerleddet Forbrukernes miljøbelastning i verdikjeden til gulrot er illustrert i Figur 10. Utslipp i forbindelse med produksjon, pakking, lagring og transport av produkt som går til svinn utgjør det største bidraget til utslipp i forbrukerleddet. Transporten til og fra butikk er den nest viktigste bidragsyter, selv med det svært konservative estimatet gjort av Mila i Canals et al (2009). I Figur 9 er usikkerheten i anslagene om mengde transportarbeide pr kg produkt illustrert. Figuren viser også at effekten av transportarbeidet kan være altoverskyggende i forhold til resten av miljøeffekten i verdikjeden. Alle de 5 anslagene fra 0,185 km til 4 km/kg er basert på grundige analyser, men med forskjellige grunnforutsetninger. Tilberedning er en annen viktig bidragsyter. Her antas at ca 75 % av produktene kokes, resten spises rå. Oppbevaringen har liten betydning selv om produktene antas oppbevart i kjøleskap. Avfallsbehandlingen for svinnet som oppstår hos forbruker har like stor betydning som tilberedningen. 45 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Figur 9. Påvirkning av biltur til og fra butikk i forhold til totalt klimaspor, forskjellige studier. Figur 10. Påvirkning av forskjellige prosesser i forbrukerfasen av livsløpet. Selv om disse miljøpåvirkningene utgjør et vesentlig bidrag til det totale klimasporet hvis de tas med er det allikevel produksjon, lagring, prosessering, distribusjon av, og emballasje til, de 20 % ekstra gulrot for å dekke svinnet som gir størst miljøbelastning i forbrukerfasen. Dette utgjør ca 0,075 g CO2ekv/pr kg gulrot spist. 5.8 Allokering Tabell 17 viser resultater for klimaeffekt for de fire hovedproduktene etter prosessering. Resultatene viser at allokeringen har stor betydning for fordelingen av miljøpåvirkningen i denne prosessen. Sluttresultatet er imidlertid lite påvirket (Tabell 18) fordi belastningen i prosessene som skulle allokeres er relativt lav. Imidlertid viser resultatene et annet viktig aspekt. Jo større andelen av uspesifisert kl 2 og 10 kg gulrot er, jo større er det økonomiske tapet for bøndene. Ved bruk av masseallokering har alle fraksjoner lik 46 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie belastning. Hvis andelen som går til de forskjellige sorteringsgradene forskyves har det ingen betydning for resultatet. Tabell 19 viser den store variasjonen i sorteringsresultat som eksisterer mellom produsentene. Ved bruk av masseallokering har spredningen ingen betydning, men for økonomisk allokering er det viktig. Det betyr at for produsentene kan det være nyttig å ha resultatene beregnet ved økonomisk allokering, i tillegg til hovedresultatene som er beregnet hovedsakelig ved masseallokering. Tabell 17. Klimapåvirkning av hovedproduktene fra prosesseringen, eksklusive emballasje. Masseallokering Beger Pose Uspes. Kl 2 10 kg 0,148 0,148 0,148 0,148 Økonomisk allokering 0,192 0,123 0,046 0,077 Tabell 18. Klimapåvirkning fra vugge til grav, beger- og posegulrot. Beger Pose Masseallokering Økonomisk allokering 0,39 0,44 0,30 0,27 Tabell 19. Sorteringsresultat i %, 2010-11 for 10 produsenter. Beger Pose 58,0 48,3 47,3 46,4 41,6 31,2 30,7 29,5 26,7 24,6 Kl 2 31,6 40,8 38,0 39,9 39,9 41,4 53,3 44,2 41,4 48,1 10 kg 5,7 6,6 8,7 13,3 13,6 18,4 14,3 22,8 18,7 19,2 4,6 4,3 5,9 0,4 4,9 9,0 1,7 3,5 13,2 8,1 5.9 Systemgrenser Valg av systemgrenser har stor betydning for sluttresultatet. Resultatet fra vugge til grav er nødvendigvis høyere enn resultatet fra vugge til butikk. Hvis de høyeste estimatene for forbrukertransport brukes er forskjellen dramatisk. Livsløpstrinnene som skal være med er fastsatt. En annen del av arbeidet med å fastsette systemgrenser er å bestemme hvilke prosesser innen disse livsløpstrinnene som skal telles med. Produksjon og vedlikehold av infrastruktur er et slikt eksempel. Systemgrensene omfatter i denne studien, og i den anbefalte metoden, infrastruktur. Det er en lang rekke faktorer som ikke er med. Et viktig kriterium som begrenser antallet prosesser som skal være med er det generelle grensekriteriet 47 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie på 1 %, som vanligvis kalles cut-off-grensen. Denne grenseverdien er satt for å unngå at det blir for krevende ressursmessig å gjøre klimasporstudier. Denne metoden tillater forenklede beregninger som grunnlag for beslutningen om å utelate prosesser. Imidlertid må ikke de totale utslippene fra disse prosessene utgjøre > 10 % av klimasporet. Selv med et slikt grensekriterium vil det kunne være uforholdsmessig arbeidskrevende å beregne klimaspor av produkter fordi antallet prosesser som på en eller annen måte er knyttet til ethvert livsløpsfase er stort. For eksempel er vedlikehold av utstyr og bygninger, revisortjenester, utdannelse av produsentene, salgsapparatet, myndighetskontroller og føring av regnskaper viktig for driften, men holdes utenfor. Av denne grunn spesifiserer denne metoden, i likhet med mange andre metoder, en rekke prosesser som ikke er nødvendig å ta hensyn til uansett hvor viktig de måtte være. Forbruk av maten, det vil si fordøyelsen og resultatene av denne er heller ikke med i analysen, men av en annen grunn enn de som er nevnt over. Mennesket regnes som en del av naturen. Prosesser som skjer i naturen tas ikke med i analysene. For eksempel regnes ikke energi fra solen som plantene nyttiggjør seg sammen med øvrig energibruk, som for eksempel kjøleenergi. 5.10 Sammenligning med data fra andre land Det finnes en rekke publiserte studier av gulrot. Èn studie ble gjort i Danmark, av Halberg et al (2006). Det undersøkte systemet inkluderte produksjon, transport til lager og lagring, men ikke prosessering og videre verdikjede. Både konvensjonell og økologisk produksjon ble undersøkt. For økologisk produksjon ble 2 scenarioer undersøkt, med liten og stor avling. For 2 av scenarioene ble effekten av kjøling i kjølerom og i halmleie på jordet undersøkt. En svensk studie (Davies et al (2011) og Davies og Wallman (2011)) viser at for gulrot dyrket på mineraljord er klimasporet for selve dyrkingsfasen 70 g CO2-ekv/kg produkt, for gulrot dyrket på myrjord 390 gCO2-ekv/kg produkt. For livsløpet fra dyrking til og med butikk ble klimasporet regnet ut til å være 170 g CO2-ekv/kg produkt beregnet ut fra en forutsetning at gulroten ble dyrket på 95 % mineraljord og 5 % muldjord (95 %/5 %). Lillywhite et al (2007) beregnet et snitt i Storbritannia på 45 g CO2-ekv/kg produkt i primærproduksjon. Yoshikawa et al (2008) beregnet for japansk produksjon 0,19 kg CO2-eq/kg for primærproduksjonen og 0,42 kg CO2-eq/kg for livsløpet vugge til butikk. . I løpet av prosjektet ble data mottatt fra finsk primærproduksjon av gulrøtter. Disse dataene ble brukt til å beregne klimabelastning for gulrotproduksjon i alle tre land. Tallene er ikke direkte sammenlignbare da dieselforbruk i Finland ikke ble oppgitt. Klimabelastningen i norsk produksjon ligger i snitt ca 25 % over finsk, svensk og dansk produksjon. 48 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Figur 11. Klimagassutslipp fra primærproduksjon i forskjellige land. Fra en vurdering av inngangsdata i Tabell 6 for de andre landene de andre kan man se at gjødslingsnivået (N-gjødsel) er høyere i Norge enn i de andre landene, men dieselforbruket er lavere enn Sverige, men på linje med Danmark og UK. Bruk av fosfor og kalium samt pesticidbruk ser ut til å ligge på samme nivå som for de andre landene. Avlingsnivåer av gulrot i norske fylker ble undersøkt blant annet for å belyse effekt av geografisk beliggenhet og for å vurdere representativitet av det klimaspor som er regnet ut. Resultatene, gitt o Figur 12. Avlingsnivåer for gulrot (kg/daa) i norske fylker.Figur 12, viser at avlingsnivåene varierer mye fra fylke til fylke. Figur 12. Avlingsnivåer for gulrot (kg/daa) i norske fylker. 49 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie 6 Diskusjon 6.1 Diskusjon av klimaspor av BAMA gulrot 6.1.1 Generelt Klimasporet for gulrot pakket i brett ble beregnet til 0,38 kg CO2-ekv pr kg produkt. Resultatet er lavt i forhold til andre matvarer pr kg, men en slik sammenligning er problematisk fordi næringsinnholdet varierer mye mellom forskjellige matvarer. Gulrot er en grønnsak som inneholder mye vann, men den er også en rik kilde til betakaroten, kostfiber, antioksidanter og mineraler. Betacaroten er et provitamin til Vitamin A, det kan omvandles til Vitamin A og omtales derfor ofte synonymt med dette vitaminet. Kun 100 g gulrot er nok til å dekke dagsbehovet av Vitamin A, det vil si at klimasporet kan uttrykkes som 0,038 g CO2-ekv/dagsbehov Vitamin A. På samme måte kan klimasporet uttrykkes som 62,9 kg CO2-ekv/kg protein og 16,3 kg CO2-ekv/kg kostfiber. Tilsvarende beregninger kan gjøres for andre viktige næringsstoffer som for eksempel mineraler. Basert på metodikken til Smedman et al (2010) ble klimasporet pr næringsenhet beregnet til 0,09 kg CO2 for helt produkt og 0,10 kg CO2 når bare den spisbare delen tas hensyn til. Alt i alt fremstår gulrot som en matvare som har en stor konsentrasjon av helsefremmende stoffer, og lavt innhold av helsemessig ugunstige stoffer. Den har dessuten en relativt lav klimapåvirkning. Denne grønnsaken kan dermed sies å levere ”mye helse” for en ”miljømessig lav kostnad”. 6.1.2 Usikkerhet og variasjon Den største mangel ved analysene var at data for dieselforbruk i dyrkingsfasen for begge sesongene kun forelå for èn produsent. Dette var en stor produsent, hvilket betyr at tallet representerer en signifikant del av det undersøkte arealet. Det er allikevel vanskelig å si hvor representativt dieselforbruket er i forhold til alle de andre produsentene. I følge produsentene kan dieselforbruket variere mye fra areal til areal ut fra hvor ”tung” jorden er, nedbørsmengder, mengden jordbearbeiding osv. En annen interessant ”mangel” er at det ikke er tatt hensyn til utslipp som følge av karbontap som ikke er forårsaket av endringer i arealbruk. I denne studien er det antatt at arealbruken er den samme år etter år, det vil si at det ikke brukes vekstskifte og at det ikke er foretatt vesentlige endringer i dyrkingsteknikker de siste årene eller forventes slike endringer de kommende årene. Erosjon forekommer, men skal normalt gi små utslag fordi prosentandelen karbon i vanlig mineraljord er så liten. Den faktor som gjenstår er tap av karbon gjennom oksidasjon av karbonet i jord som kan skje ved intensiv drift som brukes i dagens grønnsaksdyrking. Særlig er graden av jordbearbeiding viktig. Flere undersøkelser har vist at dette kan være en viktig faktor, men av mangel på eksakte data eller internasjonalt anerkjente beregningsmodeller eller retningslinjer, kan ikke dette inkluderes på nåværende tidspunkt. Usikkerheten i beregning av N2O-utslipp blir ofte betegnet som høy, i stor grad fordi den viktigste utslippsfaktoren EF1 er angitt med stor usikkerhetsmargin. EF1 angir hvor stor andel av tilført 50 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie N (nitrogen) som blir omdannet til N2O. Imidlertid har en lang rekke målinger vist at den reelle variasjonen i EF1 er langt lavere enn variasjonsområdet angitt av IPCC gir inntrykk av. Det faktum at primærproduksjonen utgjør en relativt lav andel av det totale klimasporet fram til butikk gjør at affekten av denne usikkerheten blir dempet. Årsaken er at usikkerheten i N2O-beregning langt overstiger usikkerheten i de andre parametrene, f eks mengde gjødsel og drivstoff, etc. Usikkerheten i resultatene ble ikke beregnet på grunn av mangel på informasjon om usikkerhet i underlagsdataene. Riktignok er data om usikkerhet innebygget i de fleste databaseprosesser som er brukt i beregningene, men aktivitetsdata, som stort sett er primærdata, finnes det ikke dokumentasjon på usikkerheten av. Derimot er det i prosjektet hentet inn data som sier noe om variasjonen i data, særlig mellom produsenter. Forklaringen (Figur 5) til den store variasjonen i klimaspor ut fra data fra hver enkel produsent er for en stor del forskjeller i mengde sluttprodukt. Det betyr den mengde produkt som blir pakket og produsentene får betalt for. Tabell 19 viser dessuten at fordelingen mellom de fire forskjellige hovedproduktene er svært forskjellig fra produsent til produsent. Noen produsenter får mye større utbytte av beger og pose, de to fraksjonene som er best betalt, enn andre. FFigur 8 viser et annet aspekt, nemlig at bruk av innsatsfaktorer i mange tilfeller korrelerer dårlig med avling. Noen produsenter får mye ut av sin gjødsel og plantevernmidler, andre mindre. Dessverre foreligger data om dieselforbruk bare fra èn produsent, dermed er det ikke mulig å se om det samme forhold preger denne innsatsfaktoren som de to andre. Alle disse faktorene peker mot betydelige forskjeller i effektivitet. Det er ikke hentet inn nok data i dette prosjektet til å finne årsakene til disse forskjellene. Årsaksforholdene bør studeres i detalj. Dette kan gi både økonomiske og miljømessige gevinster. 6.1.3 Produktvarianter Beregningene er gjort på basis av data for både vanlig gulrot og minigulrot. Dette er en kilde til avvik i resultatene. Når det gjelder produksjonen er avviket antagelig lavt fordi det er en forholdsvis lav andel av det totale arealet hvor det dyrkes minigulrot. Når det gjelder svinnet er avviket større fordi svinnet av snacksgulrot og minigulrot er vesentlig høyere enn for vanlig gulrot. Samlet svinn for gulrot er 4,8 %. Svenske tall viser imidlertid kun 1,6 % svinn for vanlig gulrot. Dette gir en overestimering av svinnet i denne analysen og et for høyt tall for klimaspor. Ut fra en sensitivitetsanalyse viser det seg at feilen vil være maks 3 % i klimasporet vugge til butikk, antagelig lavere enn dette. Flere varianter (kultivarer) av vanlig gulrot ble brukt av produsentene i denne studien. De forskjellige kultivarene har forskjellige egenskaper, både med hensyn til kvalitet og holdbarhet (Pers. meddelelse, Øystein Borg, Lågen Gulrot). Data har ikke vært detaljert nok til å kunne se effekt av kultivar på klimaspor. 6.1.4 ”Vugge til grav”-analyser Analysene av ”vugge til grav”-klimasporet viser at forbrukerens del av klimasporet kan være betydelig, men også at usikkerheten i beregningene av utslipp fra denne fasen er stor, særlig for transport til og fra butikk. Slike tall kan være nyttige for forbrukeren fordi de kan hjelpe henne å forsto betydningen av hennes handlinger. Hvis tallene skal brukes for å sammenligne forskjellige produkters miljøprestasjon er det imidlertid svært viktig at tallene for forbrukerfasen er beregnet helt likt i de forskjellige analysene, ellers vil usikkerheten i tallene kunne overstige forskjellen mellom produktene og dermed 51 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie gjøre klimasporet til et uegnet verktøy for produktvalg. Det kan virke negativt for produsenten at resultatet må være vugge til grav i all kommunikasjon som er tiltenkt allmennheten. Klimasporet vil inneholde både elementer som produsenten eller andre i verdikjeden har kontroll over og elementer de ikke har kontroll over. Satt på spissen bør ikke produsenten, eller andre ledd i verdikjeden (med mulig delvis unntak for butikkjeden) holdes ansvarlig for forbrukenes bilvaner eller innkjøpsrutiner, enten disse er gode eller dårlige. 6.1.5 Sammenligninger med andre land Årsaken til forskjellen i klimaspor for gulrot for nordiske land er vanskelig å bedømme ut fra innhentede data. Avlingsnivået har helt klart stor betydning. Ut fra Tabell 6 kan man se at de norske avlingene er de laveste av alle landene, bortsett fra det finske tallet for dyrking på mineraljord. Hva er så årsaken til de store forskjellene? En del av årsaken er nok klima. Klimaet i Storbritannia og Danmark er mildere i Norge. Det samme ser ut til å gjelde gårdene i SørSverige som ble undersøkt av Davies et al (2011). Klimaet i Finland er ganske likt klimaet i Norge og avlingene fra Finland er da også temmelig like avlingene i Norge. Tallet for dyrking på mineraljord i Finland er lavere enn snittallet i denne studien mens tallet for dyrking på leirjord i Finland er høyere. I snitt ligger nivået ca likt det norske avlingstallet. Hypotesen om at klimaet er en del av forklaringen illustreres godt ut fra avlingsnivåer i norske fylker som generelt synker mot nord i Norge. I denne undersøkelsen er det meste av produktene dyrket i et lite avgrenset område i Vestfold, men noen av produsentene har leid inn produksjonsarealer øvrige steder i Østlandsområdet En annen viktig faktor er størrelsen på gårdsbruket. I dette prosjektet er erfaringen at produsentene med størst dyrket areal gir høyest avling. Dette kan for eksempel skyldes stordriftsfordeler. Lystgassutslippene ser ut til å være høyere enn i Finland og Storbritannia på grunn av høyere bruk av N-gjødsel. Dette er en viktig forklaring på de høye norske utslippene. Beregninger fra andre studier viser at også teknologien, jordtype og geografi er viktig. Teknologi betyr i dette tilfellet økologisk og konvensjonell teknologi. Økologisk dyrking ga høyere utslipp enn konvensjonell dyrking ifølge Halberg (2006), men Halbergs studie viser også til betydelige forskjeller mellom økologiske dyrkinger. Dessuten viser Halbergs studie at lagringsmåten av ferdig produkt har stor betydning. For jordtype er den viktigste distinksjonen myrjord/mineraljord. Dyrking på mineraljord gir høyere utslipp. Beregninger av Davies et al (2011) viser at samlede utslipp fra dyrking på myrjord er hele 5,5 ganger høyere enn ved dyrking på mineraljord. Geografi har betydning for klimasporet. Forskjellene kan skyldes andre ting enn de nevnte forholdene, særlig er gulrotsuger et stort problem som kan gi sterkt redusert avling. 6.2 Beregningsmetodikk Denne studien har vist at metodikken for å beregne klimaspor har stor betydning for resultatene. Den har også vist at verken ISO 14067 eller de andre globale retningslinjene for klimaspor av produkter gir 52 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie tilstrekkelig detaljerte regler for å kunne beregne sammenlignbare klimaspor for produkter. Det samme gjelder PCR for grønnsaker utviklet i Sverige og Japan. 6.2.1 Systemgrenser Livsløpsfaser Systemgrenser angir både hvilke livssyklusfaser som skal være med og hvilke prosesser som skal være med innenfor hver fase. Studien har påvist problemene med bruk av vugge til grav som systemgrense. Imidlertid er kravet i ISO 14067 helt klart. Hvis intensjonen er å publisere resultatene til offentligheten må systemgrensen være vugge til grav. Dette betyr at forbrukerne kun får se klimasporresultater med relativt høy usikkerhet. Valg av systemgrenser bør avspeile analysens mål og omfang. Systemgrensen vugge til butikk ble valgt i denne studien fordi en slik grense favner alle ledd i verdikjeden utenom forbrukeren og vil således gi et mest mulig helhetlig bilde. Klimaspor med snevrere grenser for eksempel ”handel og distribusjon”, det vil si fra produktet forlater pakkeriet til det ankommer butikk, kan være nyttig for enkeltaktørene i denne delen av verdikjeden. Nytten kan særlig være tilknyttet internt forbedringsarbeid. Cut-off-grense Cut-off-grense eller ”bagatellgrense” angir hvor små utslippene må være før vi kan ignorere prosessen som gir utslippene. Det vil kunne si om det for eksempel er nødvendig å inkludere utslipp fra produksjon og avfallsbehandling av emballasje til gjødsel eller om dette kan ignoreres. Ofte kan det være nok med en svært enkel beregning for å se hvor store utslippene er. Hvis utslippene er over, eller nær, cut-off-grensen må mer detaljerte beregninger til. Hvis utslippene ligger langt under grensen kan den aktuelle prosessen ignoreres. I den anbefalte metoden er cut-off-grensen satt til 1 % av totale klimagassutslipp. I noen metoder foreskrives en kompensasjon for slike utslipp, det vil si at sluttresultatet multipliseres med en faktor som skal kompensere for utslippene. Denne studien har vist at det er upraktisk og til en viss grad selvmotsigende å kompensere for disse utslippene fordi faktoren i så fall må bestemmes i detalj. Dette vil i så fall ta bort den arbeidssparende effekten av cut-offgrensen og gjøre klimasporstudier uforholdsmessig dyrt og gi en forholdsvis begrenset nytteeffekt. Tjenester Klimasporet av tjenester er over grensen på 1 % og burde således i utgangspunktet tas hensyn til i beregningene av klimaspor. Det er imidlertid ikke tatt hensyn til i denne analysen fordi det ikke er vanlig å ta hensyn til slike indirekte utslipp i LCA-studier. Hvis disse indirekte utslippene skulle vært tatt hensyn til, ville det være vanskelig å utelukke andre indirekte utslipp f eks utslipp knyttet til utdannelsen av produsentene. Beregningen av tjenester kjøpt inn av produsenten viser at utslippene fra disse tjenestene kan overstige 1 % cut-off grensen, men det er umulig ut fra denne grove beregningen å si om en enkel tjeneste utgjør mer enn 1 %. Det er imidlertid ikke vanlig å ta med slike utslipp i beregningene i LCAberegninger fordi: 53 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie - Det er stor usikkerhet forbundet med beregningene. Utslipp forbundet med produksjon av slitedeler av redskap og til materialer som brukes i vedlikehold av bygninger er uansett med i beregningene. Det er ikke en klar forbindelse mellom produksjonen og disse tjenestene. Et sted må grensen settes. Hvis disse tjenestene er med må kanskje også utslipp i forbindelse med myndighetskontroller med eller utslipp i løpet av bondens utdannelse? Bruken av input-output-analyse (I/O) i denne analysen har vært viktig for å kunne gjøre analysen håndterbar. Uten en slik metode ville analysene vært svært arbeidskrevende. I/O som metode er beheftet med svært stor usikkerhet og det synes urimelig å bruke slike usikre tall i en klimasporanalyse. Tjenester bør derfor ikke inkluderes i klimasporanalyser av gulrot. 6.2.2 Funksjonell enhet Masse har vært basis for funksjonelle enhet i denne analysen, både basert på hel gulrot og spisbar del. I og med at spisbar del ikke har blitt nøyaktig bestemt i prosjektet er analysene basert på hel gulrot presentert som hovedresultat. Resultater pr enhet næringstetthet som utført av Smedman et al er også presentert. Smedmans metode har imidlertid klare svakheter. Grenseverdien på 5 % av daglig anbefalt inntak (RDI) synes vilkårlig satt. En liten forskjell i innhold mellom 4,9 og 5,1 % av en ingrediens kan gi signifikante forskjeller i resultat. Dessuten mangler noen næringsstoffer og energi og det gis ingen prioritering av næringsstoffer. Samtidig er gulrotens fravær av stoffer som er eller kan være uheldig for helsen, for eksempel mettet fett, transfett, disakkarider og gluten, et viktig element. Dette tas ikke hensyn til i Smedmans metodikk. Inntil svakhetene er utbedret eller konsensus er oppnådd omkring bruken av denne metoden er det naturlig å bruke en massebasert funksjonell enhet. 6.2.3 Allokering I primærproduksjonen er konsekvensen av bruk av økonomisk allokering at produktene som gir størst uttelling for bøndene gir høyest miljøbelastning. Hvis andel produkter til beger og pose øker synker miljøbelastningen til de dyreste produktene. Dermed går økonomisk resultat og miljøresultat i samme retning. Produsentene får dobbelt incentiv til å øke mengden høykvalitets produkt. For begge allokeringsmetodene er det gunstig å minske mengde svinn og biprodukt som ikke blir betalt, fordi miljøbelastningen kan fordeles på en større produktmengde. For forbrukere kan det imidlertid være vanskelig å forstå at produkter som har høy kvalitet skal ha høyere belastning enn produkter som har lav kvalitet når alle produktene har gått gjennom samme verdikjeden med unntak av emballasje. Dette taler mot bruk av økonomisk allokering. Studien har vist at fysisk allokering fungerer bra som hovedprinsipp, enten med basis i masse eller volum. Økonomisk allokering har vært brukt i grossistlager og butikk, hovedsakelig på grunn av datatilgjengelighet. Årlig omsetning for butikk og lagrene var kjent, masse av varer som strømmet gjennom disse var ikke tilgjengelig. Imidlertid gjenstår et problem ved bruk av masseallokering. Visse biprodukter gis bort gratis fra aktørene, men brukes som råvare i annen produksjon. De regnes som avfall selv om de ikke går til 54 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie avfallsbehandling. Dermed får de ingen utslipp allokert til seg. I det øyeblikket aktørene tar betalt for disse biproduktene, selv om betalingen skulle være svært lav, vil biproduktene få allokert utslipp. Dermed blir utslippene på hovedproduktene plutselig lave, selv om det fysisk sett ikke har funnet sted en forandring. Slike effekter må tas hensyn til i sammenligning av et produkt over flere år eller mellom forskjellige produkter. 6.2.4 Infrastruktur Generelt skal bygging av infrastruktur behandles som enhver prosess som gir utslipp i verdikjeden. I dette prosjektet viste forenklede beregninger at noe infrastruktur, særlig kjølelageret ga utslipp nær 1 % cut-off grensen. I slike tilfeller bør beregningene gjøres pånytt, på en mer detaljert måte. Utfordringen er at dette er svært arbeidskrevende. Dessuten er nytteverdien av en slik beregning antagelig lav fordi utslippene sannsynligvis vil være små i forhold til sluttresultatet. Dermed bør det i slike tilfeller være nok å gjøre en enkel ”worst case” beregning. 6.2.5 Avfall I denne studien ble ”recycled content method” (RCM), også kalt ”EPD-cutoff” eller ”100:0 metoden brukt”. Det betyr at det tas hensyn til bruk av resirkulert materiale eller gjenvunnet energi, men ikke til hva som skjer med produktet etter sluttbehandling. I denne studien ville resultatet vært noen 3,3 % lavere om den andre hovedmetoden ”Closed loop approximation method” (CLAM) hadde vært brukt. Årsaken er at svært lite resirkulert materiale ble brukt som råvare i systemet mens avfallet i høy grad i dagens situasjon i Norge brukes til nyttige produkter. Pappkassene som brukes som d-pak er et eksempel på en fraksjon som både ofte inneholder mye resirkulert råvare og som ofte gjenvinnes etter bruk. Dermed er effekten av å bruke CLAM eller RCM metodene ikke så viktig. Det kan være fristende å bruke en klimasporanalyse som verktøy for å velge emballasje. Imidlertid bør man i en slik analyse forsøke å ta hensyn til både resirkulert innhold og resirkulerbarhet. 6.2.6 Datakvalitet Datakvaliteten i dette prosjektet ble vurdert å være god, med unntak av data for drivstofforbruk i primærproduksjonen. Data ble i stor grad målt med stor nøyaktighet for eksempel mengde pakket produkt og mengde forbrukt gjødsel. Generiske data ble brukt kun der det ikke var tilgang på primære data, for eksempel produksjon av plast og drivstoff. Det er vanlig i LCA og klimasporanalyser at generiske data må brukes på disse områdene. I hvert tilfelle hvor generiske data ble brukt ble det nøye vurdert hvilke prosesser som var riktig å bruke i det spesifikke tilfellet. Det var i dette tilfellet ikke nødvendig å gjøre et datautvalg, det vil si hente inn data fra deler av den undersøkte populasjonen. Data ble hentet inn fra hele populasjonen, det vil si de 13 produsentene som er med i GH-dok-prosjektet. Derimot må en diskusjon om datautvalg og representativitet gjøres hvis resultatene for eksempel skal brukes til å si noe om klimasporet til for eksempel alle gulrøtter som leveres av BAMA i Norge. Den teknologiske, tidsmessige og geografiske representativiteten til tallene ble vurdert å være høy da dyrkingen skjer i typiske ”grønnsaksområder” i Norge med vanlig brukt teknologi, det samlede 55 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie dyrkede arealet var høyt, resultatet ble beregnet på grunnlag av to års drift og data var hentet direkte fra produsentene. Det er imidlertid viktig å presentere at klimasporet gjelder for konvensjonell produksjon av vanlig lagringsgulrot i Vestfold fylke. Presisjonen vurderes å være høy på grunn av stor bruk av nøyaktige primære data. 56 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie 7 Nytteverdi for bedriftene BAMA, Gartnerhallen og produsentene kan oppnå en rekke nyttevirkninger ved å bruke klimaspor. Den viktigste nytten kan være i å bruke kunnskapen til å oppnå reduksjoner i klimagassutslipp. 7.1 Interne forbedringstiltak Tiltak i kjøleanlegg Pakkeri: Lekkasje av kuldemedium i kjøleanlegget til Lågen Gulrot utgjør en klimaeffekt på 32 g CO2-ekv/kg gulrot solgt til forbruker. Dette utgjør mer enn halvparten av klimabelastningen til pakkeriet og ca 9,2 % av gulrotens totale klimabelastning. Utslippene gir også bidrag til nedbrytning av det stratosfæriske ozonlaget. Disse utslippene kan reduseres ved å tette anleggene bedre, men en sikrere reduksjon kan oppnås ved overgang til kuldemedier som gir en lavere miljøpåvirkning. Primærprodusent: Det samme forhold gjelder for kjøleanlegget i pakkeriet som for kjøleanlegget til produsentene. I det studerte tilfellet hadde disse utslippene en lavere effekt på sluttresultatet enn for pakkeriet: 5 g CO2/kg gulrot, det vil si ca 1,5 % av totalt klimaspor. Effekten er altså liten, men signifikant (> 1 %). Det er dessuten snakk om utslipp som relativt lett kan unngås uten å gi slipp på nytteverdi. Resultatene varierer fra produsent til produsent. Dette kan skyldes en rekke forhold, type gulrot (kultivar), jordtype, lokale værforhold, forekomst av sykdom eller insekter (særlig gulrotsuger), men det kan også delvis være utslag av dyrkingsmetoder og valg som produsenten tar. Dette kan utnyttes i såkalt ”benchmarking” hvor produsentene får oppgitt sitt eget klimasporresultat og alle andre produsenters resultat, men anonymisert. Dermed kan han/hun sammenligne med andre produsenter. Nytteverdien ville antagelig være mye høyere hvis produsenten får kunnskap om kritiske faktorer for klimasporet som også er mulig å påvirke. Butikk: Kuldemediumutslipp skjer også i de øvrige ledd i verdikjeden hvor kjøleanlegg forekommer, det vil si i transporter hos grossist og i butikk. I dette prosjektet har det lyktes å få tall på kuldemediumutslipp. Slike utslipp gir en gjennomsnittlig effekt på ca 6 g CO2-ekv pr kg gulrot, det betyr 1,7-2,2 % av klimasporet for henholdsvis begerpakket og posepakket gulrot. Overgang til mindre miljøbelastende emballasje: Fra PP til PET: I dagens situasjon brukes både PET og PP i begeret i forbrukeremballasjen. Produksjonen av PET er mer miljøbelastende enn PP. Denne forskjellen oppveies til en viss grad i resirkuleringen av plasten ved at nytt materiale produseres slik at produksjon av nytt materiale unngås. Imidlertid har ofte resirkulert materiale en lavere bruksverdi enn ny plast slik at det er usikkert om man kan si at en kg resirkulert PET erstatter en kg ny PET. Selv om en slik antagelse gjøres er det helt klart en stor miljøgevinst å hente ved en overgang fra PET til PP. 57 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Resultater ved overgang fra PET til PP i beger: PET Vekt pr beger (g) GWP pr beger Total GWP Forandring totalt, i tonn CO2-ekv Forandring totalt, i % PP 14 0,058 184640 PP 14 0,045 144640 40 -21,7 PP 16 0,050 160320 24 -13,2 18 0,055 176000 9 -4,7 Fra beger til pose: Hvis vi antar den tradisjonelle emballasjeløsningen hvor begrene veier 14 g og filmen 4,5 g, er mengde plast pr kg mer enn tredobbel for begerpakket i forhold til posepakket gulrot (6 g/pose). Dessuten er begrene ofte laget av PET mens PP brukes i film rundt beger og i pose. En tredje effekt som veier til fordel for pose er at forbruket av emballasje er mindre for pose. En kasse rommer 15 poser, men bare 12 beger. Hver pall rommer 40 kasser, det vil si 600 poser, men bare 480 bager. Transportene er stort sett volumbegrenset, ikke vektbegrenset. Dette betyr at begrene utnytter volumet i transporten dårligere. Forskjellen mellom de to emballasjeløsningene utgjør ca 60 g CO2-ekv/kg gulrot, hvilket ville ha innebåret en reduksjon på ca 17 % av totalt klimaspor. En viktig forutsetning for dette er at svinnet er likt for de to produktene. Hvis svinnet er høyere for posegulrot vil fordelen ved emballasjeløsningen fort utlignes. 7.2 Øvrig nytteverdi I tillegg til nytteverdi til å redusere egen miljøpåvirkning er andre nytteeffekter mulige. Disse inkluderer: 1. 2. 3. Kostnadsreduksjoner Minimaliserer forretningsmessig risiko Gi konkurransefordeler Klimasporanalyser kan brukes til å identifisere muligheter for utslippsreduksjoner. En rekke av disse tiltakene har potensial for kostnadsreduksjoner for BAMA eller andre aktører, fremst gulrotprodusentene. Eksempler på slike tiltak er reduksjon av svinnet i verdikjeden, senking av forbruket av emballasje, forbedring av transporteffektivitet og mer effektiv primærproduksjon. Risiko minimaliseres ved at BAMA og andre bedrifter i verdikjeden er bedre forberedt på spørsmål og gransking fra kunder, eiere og myndigheter. Selskapene vil også være bedre forberedt på innføring av miljømessige virkemidler som for eksempel CO2-avgift. Konkurransefordeler kan oppnås ved at selskapene får et bedre image. I løpet av arbeidet har det kommet fram store forskjeller i forbruk av gjødsel og plantevernmidler, både pr kg og pr daa. Forskjellene korrelerer dårlig med avlingsmengde, det er altså ikke slik at økt forbruk nødvendigvis gir større utbytte. De nevnte innsatsfaktorene gir utslipp til vann som kan ha betydning for andre miljøeffekter som overgjødsling, biologisk mangfold, økotoksisitet og human toksisitet. Det er i alles interesse å gå gjennom rutinene for bruk av gjødsel og plantevernmidler. 58 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Prosjektet har også avdekket at kun èn av produsentene kunne redegjøre for forbruk av drivstoff i produksjonen. Dette er uheldig, fordi det er erfaringsmessig lettere å redusere forbruket når forbruket er kjent. 59 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie 8 Konklusjon Analysene viser med all mulig tydelighet at resultatene er svært avhengig av metodiske valg. De overordnede LCA-standardene gir liten veiledning i valgene som må tas for å få sammenlignbare tall. ISO-standarden for klimaspor som er under utarbeiding gir mer veiledning med hensyn til disse valgene, men ikke tilstrekkelig for å kunne gi sammenlignbare tall. Anbefalingene om metodikk er gitt i vedlegg 2. Analysene i denne rapporten viser at gulrot pakket i brett har et klimaspor på 0,38 kg CO2-ekv/kg, gulrot pakket i pose har 0,30 kg CO2-ekv/kg produkt. Klimasporet relatert til næringstetthet er 0,10 kg CO2-ekv/næringsenhet. Mengden spisbart produkt er i den norske matvaretabellen angitt til 85 %. Basert på denne faktoren er klimasporet pr spisbar mengde produkt 0,46 og 0,35 kg CO2-ekv/kg produkt for henholdsvis brettpakket og posepakket produkt. Klimasporet for primærproduksjonen i Norge ut fra denne studien er høyere enn for studier fra våre naboland. Hovedårsaken synes å være lavt utbytte i Norge. En viktig årsak til dette kan være tap av produkt fra høsting til pakking. De viktigste forbedringsmulighetene for gulrot er å øke utbyttet pakket produkt. Andre muligheter er overgang til mer miljøvennlige produkter i emballasjen og reduksjon av kuldemediumutslipp fra kjøleanlegg. Ut fra de til dels store forskjellene i klimaspor mellom produsentene og bruk av innsatsvarer pr kg avling ser det ut til å være muligheter for forbedring for enkelte produsenter ved å lære av andres dyrkningspraksis. 60 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie 9 Referanser BSI. 2008. PAS 2050:2008 - Specification for the assessment of the life cycle greenhouse gas emissions of goods and services. British Standards Institution, October 4th, 2011. Carlsson-Kanyama, A., Faist, M., 2000. Energy Use in the Food Sector: a Data Survey. Swedish Environmental Protection Agency, AFR Report 291, Stockholm. Carlsson-Kanyama, A., Lindèn, A.-L., 2001. Trends in food production and consumption -Swedish experiences from environmental and cultural impacts. The International Journal of Sustainable Development 4 (4), 392/406. Davies J og Wallman M (2011): Utsläpp av växthusgaser från produktion av trädgårdsprodukter. Analys av 17 produkter odlade i Sverige - En sammanfattning. SR 829. SIK. Davies J, Wallman M, Sund V, Emanuelsson A, Cederberg C og Sonesson U: Emissions of Greenhouse Gases from Production of Horticultural Products. Analysis of 17 products cultivated in Sweden. DEFRA. 2008. Greenhouse Gas Impacts of Food Retailing. http://randd.defra.gov.uk/Document.aspx?Document=FO0405_8189_FRP.pdf. Eltun R, Romstad E, Øygården L (2010): Kunnskapsstatus "Bedre agronomi". Utredning av kompetansegrunnlaget for bedre agronomi for å møte landbrukets klimautfordringer". Bioforsk rapport. Vol 5, nr 66. European Union. 2010. ILCD handbook. General guide for Life Cycle Assessment - Detailed guidance. European commision, Joint Research Centre. http://lct.jrc.ec.europa.eu/pdf-directory/ILCD-Handbook-Generalguide-for-LCA-DETAIL-online-12March2010.pdf. Foster C, Green K, Bleda M, Dewick P, Evans B, Flynn A, Mylan J (2006): Environmental Impacts of Food Production and Consumption: A report to the Department for Environment, Food, and Rural Affairs. Manchester Business School. DEFRA, London. Grønlund, 2009. Foredrag; Karbon i jord – hvordan er prosessene og hvordan kan vi øke opptaket? "Landbruk en del av løsningen", Oslo, 2.- 3. juni 2009. http://www.regjeringen.no/upload/LMD/kampanje_landbruk_og_klima/vedlegg/Karbon_i_jord_hvor dan_er_prosessene_og_hvordan_kan_vi_oke_opptaket.pdf Halberg N, Dalgaard R og Rasmussen MD (2006): Miljøvurdering av konventionel og økologisk avl av grøntsager. Livscykelvurdering av produktion i væksthuse og på friland: Tomater, agurker, løg, gulrødder. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr 5, 2006. ISO. 2006a. ISO 14040:2006 Environmental management, Life cycle assessment Principles and framework. International Organization for Standardization. Geneva. Switzerland. ———. 2006b. ISO 14044:2006: Environmental management – Life cycle assessment – Requirements and guidelines. International Organization for Standardization. Geneva. Switzerland. ———. 2010. ISO/CD 14067-1. Carbon footprint of products. Part 1: Quantification. http://www.iso.org/iso/iso_catalogue/catalogue_tc/catalogue_detail.htm?csnumber=43278. Lillywhite R, Chandler D, Grant W, Lewis K, Firth C, Schmutz U og Halpin D (2007): Environmental Footprint and Sustainability og Horticulture (including Potatoes) - A comparison with other Agricultural Sectors. Final Report. By the University of Warwick for the Department for Environment, Food and Rural Affairs. Liodden JA, Hanssen OJ, Gjerde J (2003): OR20.12. Verdikjedeanalyser av hvitfisk og pelagisk fisk fra Domstein Måløy Fiskeindustri AS. Stiftelsen Østfoldforskning, Januar 2003. Matvaretabellen 2012: http://www.matvaretabellen.no/ Mila i Canals, L; McLaren SJ, Muños I and Brandão: LCA methodology and modelling considerations for Vegetable production and consumption. CES Working Paper 02/07. Centre for Environmental Strategy, University of Surrey, Guildford (Surrey) GU2 7XH, United Kingdom http://www.surrey.ac.uk/CES Møller, H og Svanes E 2012: KLIMAT Distribusjon og handel. Østfoldforskning. 61 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Orremo, F., and C. Wallin. 1999. IT, mat miljön- En miljökonsekvensanalays av elektronisk handel med dagligvarer. [IT, food and environment – a study of the consequences of Etrade with groceries]. Lund: Institutionen för Designvetenskaper Förpakningslogistik, Lunds Tekniska Högskola. Pretty JN, Ball AS, Lang T, Morison JIL (2005): Farm costs and food miles: An assessment of the full cost of the UK weekly food basket. Food Policy 30, 1-19. Riley, H. & Bakkegard, M. (2006): Declines of soil organic matter content under arable cropping in southeast Norway. Acta Agric. Scand. section B, Soil & Plant Science. Vol 56, pp 217-223. Raadal H og Modahl I (2009): Klimaregnskap for avfallshåndtering. Fase 1: Glassemballasje, metallemballasje, papir, papp, plastemballasje og våtorganisk avfall. OR.02.09. Østfoldforskning. Sonesson, U., Anteson F, Davis J og Sjödèn P-O (2005): Home transport and wastage: Environmentally relevant household activities in the life cycle of food. Ambio, vol 34, no 4-5. Smedman A, Lindmark-Månsson H, Drewnowski A, Modin and Edman A-K (2010): Nutrient density of beverages in relation to climate impact. Food & Nutrition Research 2010, 54: 5170 Statens Forurensningstilsyn. 2009. National Inventory Report 2009 Norway. Greenhouse Gas Emissions 19902007. http://www.klif.no/publikasjoner/2507/2507.pdf. Returtall for 2010 fra Retursamarbeidet LOOP. http://loop.no/2011/08/30/kildesortering-pa-fremgang/ Utviklingen i norsk kosthold. Matforsyningsstatistikk og forbruksundersøkelser. IS-1873. Helsedirektoratet. 01/2011. WRI & WBCSD. 2010. Product Accounting & Reporting Standard. The Greenhouse Gas Protocol Initiative. http://www.ghgprotocol.org/files/ghg-protocol-product-standard-draft-november-20101.pdf. Yara HESQ/ TK Jenssen. 2010. Calculation of Carbon Footprint of Fertilizer Production. Yara. http://www.yara.no/doc/2010_Carbon%20footprint%20of%20AN%20%20Method%20of%20calculation.pdf. Yoshikawa N, Amano K & Shimada K (2008). Evaluation of Environmental Load on Fruits and Vegetables Consumption and its Reduction Potential. Accessed from: http://www.ritsumei.ac.jp/se/rv/amano/pdf/2008EBJ-yoshikawanaoki.pdf IPCC, (2006). “2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories” (http://www.ipccnggip.iges.or.jp/public/2006gl/index.html NIR, 2009, SSB,2009, Norwegian emission inventory. 62 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Vedlegg 1 Andre miljøpåvirkninger Bidrag til forsuring for 1 kg gulrot pakket i beger. 63 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Bidrag til overgjødsling for 1 kg gulrot pakket i beger. Ozonnedbrytning Energi Tabell Feil! Bare hoveddokumentet.. Utviklet metodikk for gulrot, sammenlignet med andre metodikker. 64 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Vedlegg 2. Utviklet metodikk Produktklassifisering Funksjonell enhet Denne metoden ISO 14067/GHG Protocol/PAS 2050 Gulrot er en del av CPC-kode 01239: Other vegetables, fresh or chilled n.e.c.. Denne CPC-kategorien inneholder en lang rekke frukt og grønnsaker og det er ikke sikkert at de metodiske valg representerer alle disse produktene. Dermed er produktgruppen: Gulrot. 1 kg produkt og 1 kg spisbart produkt Standardene er overordnede og gir ikke råd om produktklassifisering. Systemgrenser Informasjon rettet mot forbrukere Vugge til grav inkludert transport til/fra butikk, oppbevaring hjemme, tilberedning og forbrukersvinn. Bruksfasen (fordøyelsen) er utelatt. Systemgrenser Informasjon rettet mot profesjonelle brukere Vugge til grav, vugge til port eller utvalgte produksjonsfaser. For at resultatet skal kommuniseres som ”klimaspor av gulrot” skal alltid primærproduksjon være med. Alle prosesser som bidrar med 1 % eller mer av total klimapåvirkning skal være med. Prosessene som utelates skal maksimalt utgjøre 5 % av total miljøpåvirkning av en eller flere av effektkategoriene. Cut-off grense Standardene sier at F.U. skal defineres, men setter ingen spesifikke krav til F.U. utenom at det skal relateres til produktets funksjon. ISO: Vugge til grav. GHG: Vugge til grav, men partielle CGP mulig for mellomprodukter. PAS: Både vugge til grav og vugge til port. ISO: Vugge til grav eller partielle analyser (vugge til port eller port til port). GHG: se over. PAS: se over. ISO: En signifikansgrense skal defineres. Grensen settes i PCR eller, hvis PCR ikke brukes, av den som gjør studien. PAS: Cut-off grense (materiality threshold) =1 %. GHG: Ingen fast cut-off grense satt. Brukeren av standarden må sette en bagatellgrense (”insignificance threshold”). 1. Japan PCR Vegetables and Fruits (*)/ 2.IES PCR Vegetables (**) 1. Frukt og grønnsaker, ekskl. sopp, drivhusdyrkede produkter, grønnsaker som skal prosesseres og bananer. 2. CPC Group 012: Vegetables 1.100 g salgsprodukt. 2.1 kg pakket produkt 1. Vugge til grav. 2. Vugge til distribusjonssenter, men inkluderer avfallsbehandling av all emballasje og avfallsbehandling av ikke spisbar del av produktet. 1. Cut-off kan bare brukes hvis det er vanskelig å bruke scenarioer, proxy data eller estimerte data. Utslippene skal utgjøre < 5 % av total CFP. 2. 95 % av alle ”inflows” til kjernemodulen (dyrking, vask, pakking, lagring, int. transport) skal være med. Oppstrømsmodul: 10 % cut-off grense. 65 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Allokering – produkter Miljøbelastningen allokeres mellom produkter som har en kommersiell verdi. Allokeringen skal være basert på masse i tilfeller hvor produktene har omtrent lik funksjon (for eksempel mat til mennesker). I tilfeller hvor produktene har forskjellig funksjon (for eksempel mat til mennesker og dyr) skal som hovedregel økonomisk allokering benyttes. Hvis det substituerte produkt lar seg definere med høy grad av sikkerhet (for eksempel varmeenergi som erstatter fjernvarme) kan systemutvidelse med substitusjon aksepteres. Infrastruktur Produksjon og vedlikehold av infrastruktur skal inngå i analysen som enhver annen prosess i produktets livsløp. Imidlertid aksepteres beregninger ut fra databaser med svært begrenset aktivitetsdata, for eksempel antall traktorer, men ikke nøyaktig vekt av traktoren. Arbeidsreiser, menneskearbeid og fordøyelse er ekskludert uavhengig av størrelsen av utslippene. Systemgrenser: Andre ekskluderte eller inkluderte prosesser. Avfallsbehandling Nytteverdien av avfallsbehandling skal i alle analyser tilhøre systemet som bruker disse nyttige produktene f eks energi fra avfallsforbrenning eller materiale fra resirkulering. Det vil for eksempel si at systemet som genererer avfallet kun inneholder forbehandling av avfall og transport til sluttbehandling. ISO: Følger 14044. Systemutvidelse ved substitusjon nevnes ikke. GHG og PAS: Følger delvis 14044. Første prioritet er å unngå allokering ved systemutvidelse, så kausalitet, deretter økonomisk allokering(*). GHG nevner begge mulighetene for systemutvidelse: Multiple F.U. og substitusjon. GHG: Hvis avfall brukes til noe har det en økonomisk verdi og utslipp skal allokeres til avfallet. ISO: sier ingenting om dette. Gå ut fra PCR eller ”goal and scope”. GHG og PAS: Ikke inkludert. GHG: Infrastruktur for elektrisitet fra fornybare kilder ser likevel ut til å være med. ISO: Alle prosesser som bidrar signifikant (se cutoff) skal være med. Prosesser innenfor systemet kan ekskluderes, men da må det sannsynliggjøres at dette ikke endrer konklusjonene fra studien. PAS og GHG: Transport av forbruker til/fra butikk, arbeidsreiser. PAS: Menneskelig arbeid, transportarbeid utført av dyr, men tjenester (”service provision and delivery”) er med. ISO: Deponi: utslippene regnes til systemet som generer avfall. Forbrenning: Uklart om både utslipp og unngåtte utslipp skal regnes med. Resirkulering: Hvis egenskapene av resirkulert materiale er lik utgangsmateriale kan resirkulert mengde trekkes fra. Hvis egenskapene ikke er like (downcycling) gis ingen nytteverdi. GHG og PAS: se under tabellen. 1. Masseallokering, annen allokering mulig, men må begrunnes. 2. Allokering bør unngås ved å splitte prosesser. Allokering skal baseres på fysiske forhold mellom inputs og produkter (kausalitet), hvis ikke det er mulig kan allokering baseres på andre prinsipper, for eksempel økonomisk allokering. 1. Ikke inkludert. 2. Kapitalvarer og annet utstyr med levetid over 3 år tas ikke med i beregningene. Vedlikehold hyppigere enn hvert tredje år skal være med. Positivliste i begge PCR, det vil si heller enn å nevne ekskluderte prosesser er alle inkluderte prosesser tatt med. 1. Matlaging og oppbevaring hos forbruker er med. Vannforbruk og rensing av avløpsvann er med. Forbrukertransport ikke med. 2. Forretningsreiser og reiser til/fra jobb er ikke med. Avløpsvannbehandling er med. 1. Transport av avfall til behandling er med, likeså utslipp fra selve behandlingen (forbrenning, resirkulering, deponi, behandling av ikke spisbar del). Nytten av behandlingen ikke nevnt. 2.resirkulert materiale: utslipp fra resirkulering og transport til stedet der det brukes er inkludert. Material som går til resirkulering regnes som utstrøm, utslipp ved transport til resirkulering inkluderes. 66 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Endringer i karboninnhold ved uendret dyrkingspraksis (”Soil Carbon Change”) Defineres som alle endringer i jordas karboninnhold som ikke er LUC. Slike endringer bør inngå i analysen, men siden det ikke er internasjonal enighet om målemetode er dette ikke obligatorisk i denne metoden. Endringer i karboninnhold ved endret arealbruk eller endret dyrkingspraksis (LUC=”Land Use change”) Slike endringer skal tas hensyn til. Kun endringer gjort de siste 20 årene skal tas hensyn til. Effekter av endringer skal avskrives lineært over de 20 årene etter at endringen har funnet sted. Hvis arealbruken de siste 20 årene er ukjent skal en gjennomsnittsbetraktning gjøres, med mindre produsenten kan sannsynliggjøre at andre data skal brukes ved ekspertuttalelser, statistikk, el. l. Faste verdier som publisert i PAS 2050 kan brukes. Evenutelle utslipp som skyldes indirekte arealbruksendringer (Indirect Land Use Change – iLUC) skal ikke tas hensyn til. Utslipp fra luftfart Utslipp i store høyder bør multipliseres med en gitt faktor som skal reflektere den økte virkningen slike utslipp har i forhold til utslipp ved bakkenivå. Da det ikke finnes enighet internasjonalt om en beregningsmetode for dette er det ikke obligatorisk å ta det med. Kvotekjøp og CCS (karbonlagring og karbonfangst) Reduksjon av utslipp utenfor det studerte systemet skal som hovedregel ikke tas hensyn til. Som unntak aksepteres reduksjon av utslipp ved karbonfangst og lagring. ISO: Effekt av SCC bør tas med i CFP. GHG: Effekt av SCC kan tas med i CFP. PAS: effekt av SCC skal ikke tas med i CFP, unntatt hvis bestemt i tilleggsregler (”Sector rules”). Alle tre sier at effekt av LUC skal være med i CFP. ISO: Henvisning til IPCC beregningsregler, men ingen cut-off for tid eller avskrivnings-regler er angitt. PAS: hvis ikke tilleggsregler benyttes skal faste verdier i vedlegg benyttes. For land som ikke er nevnt i vedlegg skal IPCC beregningsregler brukes. Cut-off 1.1.1990, 5 % avskrivning pr år i 20 år etter endringen. GHG: Mange kilder til LUC data, blant annet databaser. 20 års avskrivning. Cut-off dato ikke gitt. ISO: Utslipp fra fly skal med, men bruk av multiplikasjonsfaktorer er ikke obligatorisk. PAS: Multiplikasjons- eller korrigeringsfaktorer skal ikke brukes. GHG: Multiplikasjonsfaktorer for utslipp fra fly kan brukes. Kvotekjøp er ikke med. CCS er ikke nevnt og kan dermed antas å være med for eksempel som en del av elektrisitetsproduksjonssystem. Ingen av PCRene nevner SCC, men 2. nevner at ”field emissions” er inkludert. Uklart om dette bare består i N2O og CH4. 1. LUC nevnes ikke. 2. LUC bør inkluderes. Beregningsregler er ikke angitt. Ikke nevnt i noen av PCR`ene. Det vil si at utslippene skal tas med, men multiplikasjonsfaktorer behøver antagelig ikke brukes. 2.Kun effekter innenfor det studerte systemet skal tas med. 67 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Representativitet - temporal Datainnsamlingen skal være gjennomsnitt av tre siste års produksjon. Et mindre datagrunnlag kan aksepteres hvis det understøttes av eksperters uttalelser, statistikk el. l. Tilsvarende kan data utelates fra gjennomsnittet hvis understøttet av tilsvarende kilder, f eks hvis det har vært et ekstremt år. Datainnsamlingen skal imidlertid være slik at analysen skal gi et korrekt bilde av klimabelastningen i gyldighetstiden i analysen. Hvis for eksempel en stor endring er gjennomført siste år kan de siste tre års snitt gi et feil bilde. Representativitet populasjon Datainnsamlingen skal være representativ for hele populasjonen som skal studeres. Utvalget skal som et minimum være kvadratroten av antall produksjonssteder og minst 10 % av produksjonsvolumet. Regelen gjelder alle delpopulasjoner. Hvis for eksempel dyrking på myrjord inngår, skal kvadratroten av alle slike produksjonssteder inngå i inngangsdata. Representativitet - teknologi Datainnsamlingen skal representere alle geografiske områder som inngår i populasjonen. Hvis en del av produksjonen er økologisk eller foregår på myrjord skal datainnsamlingen ta hensyn til det. Også store forskjeller i dyrkingsmetoder må tas hensyn til. Datainnsamlingen skal representere alle geografiske områder som inngår i populasjonen. Representativitet - geografi ISO: Datakvalitetsregler skal spesifiseres. Disse skal inneholde regler for minimum tidsperiode data skal samles inn for og maks alder på data. PAS: For tidsrelatert datakvalitet (for eksempel alder av data og minimum datainnsamlingsperiode) data som er tidsspesifikke for produktet som studeres, skal foretrekkes. GHG: Tidsmessig representativitet er en av 5 datakvalitetsindikatorer, definert som til hvilken grad dataene reflekterer det aktuelle tidsområdet for hvilket data er samlet inn, for eksempel et spesifikt år. ISO, PAS og GHG: Lignende, men ikke identiske krav. Dekket av datakvalitetsindikator ”completeness” som er andel av populasjonen som det er samlet data for. Ingen grenseverdi angitt. PAS: 1 metode for å bestemme minimum størrelse på undersøkt populasjon er å bruke kvadratroten av antall produksjonssteder. ISO, PAS og GHG: Dekket av datakvalitets-indikator ”technology coverage”/technological representativeness” som angir om data reflekterer teknologiene som brukes. 1. Data fra siste tidsperiode (typisk: 1 år) kan brukes, men når avlingen er svært for eksempel p.g.a. dårlig vær kan gjennomsnitt primærdata for de siste årene brukes. 2. Dataene skal være representative I den periode hvor EPDen skal være gyldig. (maksimum 3 år). ISO, PAS og GHG: Dekket av datakvalitets-indikator ”geographical representativeness” som angir om data reflekterer teknologiene som brukes. 1.ikke nevnt. 2. Avling og gjødselsforbruk og andre data for kjernemodulen skal være representativ for det spesifikke produksjonsområdet. For oppstrøms prosesser (produksjon + trp av innsatsfaktorer) skal data være geografisk representative (lovgivning, energimiks, produksjonsforhold, avlingsnivåer). 1. Når mange produsenter er involvert kan data regnes som snitt av en utvalgt mengde produsenter, men utvalget skal begrunnes. 2. Hvis mange produsenter er med, skal stedsspesifikke (”sitespecific”) data dekke minst 90 % av populasjonen. 1.ikke nevnt. 2. For oppstrøms prosesser (produksjon + transport av innsatsfaktorer) skal data være representativ for teknologien som brukes. 68 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie Presisjon, konsistens, pålitelighet og reproduserbarhet. Primære og sekundære data Data som brukes er aktivitetsdata og utslippsfaktorer. I utgangspunktet skal alle aktivitetsdata være primære data. Utslippsfaktorer kan være sekundære data. Valg av utslippsfaktor skal grunngis. I tilfeller hvor valg av utslippsfaktorer har stor betydning for sluttresultatet skal alternative verdier testes ut ved sensitivitetsanalyse. ISO: Presisjon, konsistens og reproduserbarhet skal vurderes. GHG: DQI er ”reliability”: “the degree to which the sources, data collection methods, and verification procedures used to obtain the data are dependable” PAS: Accuracy: Data (data, modeller, og antagelser) som er mest nøyaktig skal foretrekkes. Presisjon: Data som er mest presis (minst usikkerhet) skal foretrekkes. I tillegg skal ”konsistens” og ”reproduserbarhet” vurderes. ISO: Stedsspesifikke data skal brukes for alle prosesser under finansiell eller operasjonell kontroll av organisasjonen som gjør studien, og bør brukes for prosesser som bidrar signifikant til CFP. PAS: Primærdata skal brukes for prosesser som eies, drives eller kontrolleres av organisasjonen som bruker standarden (”implement this PAS”). Dette gjelder ikke nedstrøms utslippskilder. Når organisasjonen som bruker standarden bidrar < 10 % av oppstrøms utslipp skal kravet om primærdata bare gjelde prosesser som eies, drives eller kontrolleres av organisasjonen. GHG: Primærdata skal brukes for prosesser i bedrifter som eies eller kontrolleres av selskapet som bestiller studien. For andre prosesser kan sekundære eller primære data brukes. Ikke nevnt i noen av PCRene. Finnes i bakgrunnsmateriale? 1.Primær data: Mengde såfrø, gjødsel, drivstoff, plantevernmidler og dyrkingsmaterialer i landbruket; areal, avling og avfallsmengder i landbruket; mengde inn til prosessering; bruk av elektrisitet, drivstoff, vann i prosessering; mengde pakket produkt og mengde avfall; lastvekt og drivstofforbruk, drivstoffkostnad eller distanse for transporter; avfallsmengde i hver livsfase; energimengde for kjøling i alle trinn; drivstoff og elektrisitet forbrukt i alle trinn; svinn i distribusjon og butikk; mengde emballasjematerialer (fpak, D-pak, transportemballasje) utenom flerbruksmaterialer; kjemikaliemengde og energibruk for desinfisering; mengde emballasjemateriale som ender opp som avfall hos forbruker; (*) Økonomisk allokering kan bare brukes hvis prissettingen er uavhengig av markedseffekter, for eksempel ”brand value”, subsidier, begrensninger i tilbud. Avfallsbehandling: GHG Protocol sier at flere metoder for allokering av GHG utslipp (og opptak) ved resirkulering er mulig: 69 Forskningsprosjektet KLIMAT Rapport fra gulrot case studie ”Closed loop approximation method”: Her vil det resirkulerte materialet ha like egenskaper som det originale og mengden resirkulert materialet trekkes simpelthen fra mengden råvare. Metoden bør velges: Når resirkulert innhold er ukjent fordi resirkulert materiale er vanskelig å skille fra jomfruelig materiale. Markedet for resirkulert materiale er ikke mettet, det vil si at resirkulert materiale vil sannsynligvis erstatte jomfruelig materiale. Brukerfasens lengde er uviss eller kort. ”Recycled content method”: Utslipp og opptak av GHG allokeres til systemet som benytter det resirkulerte materialet. Denne metoden bør velges: når produktet inneholder resirkulert materiale, men ingen resirkulering foregår nedstrøms markedet for resirkulert materiale er mettet, og dermed produksjonen av resirkulert materiale ikke erstatter jomfruelig materiale når innholdet av resirkulert materiale i produktet stort sett er direkte bestemt av produsentens aktiviteter tidsperioden for bruksfasen er land og/eller usikkerhet og det derfor er høyt usikkert hvor mye av materialet som vil bli resirkulert. PAS: Brukeren kan velge mellom to metoder: Recycled content method. Brukes når det resirkulerte materialet ikke har samme egenskaper som jomfruelig råvare. E = (1 - R1) EV + R1 ER + (1-R2) ED. R1=andel resirkulert råmateriale. R2= andel av materialet som resirkuleres etter endt bruk. ER = utslipp og opptak forbundet med resirkulert materiale som brukes som råvare. Ev = utslipp og opptak forbundet med jomfruelig materiale som brukes som råvare. ED = utslipp og opptak forbundet med annen avfallsbehandling (”disposal”). Closed loop approximation method: Brukes hvis det resirkulerte materialet har like egenskaper som jomfruelig råvare. E = (1-R2 ) EV +R2 ER + (1-R2) ED 70
© Copyright 2024