Last ned som pdf

Transcription

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
Rapportnr.: OR.08.12
ISBN nr.:
978-82-7520-665-5
Rapporttype:
ISBN nr.:
82-7520-665-0
Oppdragsrapport
ISSN nr.:
0803-6659
Rapporttittel:
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
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
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
Andre miljøpåvirkninger .................................................................................................63
Utviklet metodikk……………………………………………………………………………….65
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
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
-
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
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
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
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
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
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
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
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
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
Vedlegg 1
Andre miljøpåvirkninger
Bidrag til forsuring for 1 kg gulrot pakket i beger.
63
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
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
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
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
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
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
”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

Last ned som pdf

Transcription

Similar documents

Oppskrift på hjemmelaget brød.pdf

SV har levert.pdf

Brasil - Miljolare.no

Miljødeklarasjon Ferdigbetong – B30 M60

Bærekraftig matforbruk

Klima for ny oljepolitikk

Energieffektivisering