Husbanken Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer. Utgave: 1 Dato:

Transkript

1 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer Utgave: 1 Dato:

2 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 1 DOKUMENTINFORMASJON Oppdragsgiver: Rapporttittel: Dokumentasjonsrapport Utgave/dato: 1 / 26. okt Arkivreferanse: Oppdrag: Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer Oppdragsleder: Christian Solli Fag: Energi og miljø Tema Miljøvurdering, LCA Skrevet av: Anne Sigrid Nordby, Christian Solli, Oddbjørn Dahlstrøm Kvalitetskontroll:

3 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 2 FORORD Asplan Viak og Stiftelsen Miljømerking har fått støtte fra til å undersøke konsekvensen av ulike forutsetninger for beregning av miljøpåvirkningen til materialer Lene Frosthammer har vært s kontaktperson for oppdraget. Christian Solli har vært oppdragsleder for Asplan Viak og hatt ansvar for prosjektdesign og bidratt i utarbeidelsen av rapporten. Anne Sigrid Nordby har hatt ansvar for utarbeidelse av rapporten og delansvar for prosjektdesign. Miljøberegningene og resultatkapittelet er utført av Oddbjørn Dahlstrøm, som også har hatt delansvar for prosjektdesign. Beregningene knyttet til de ulike bygningskomponentene (styrke, mengde mm.) er gjort av RIB Marit Sundby Iversen. Kvalitetssikrer har vært Sigrid Strand-Hanssen. Trondheim, 25/09/2015 Christian Solli Oppdragsleder Sigrid Strand Hansen Kvalitetssikrer

4 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 3

5 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 4 INNHOLDSFORTEGNELSE 1 Sammendrag Summary Bakgrunn Problemstilling Miljøvurderinger av bygg Hva er LCA? Nordisk Miljømerking/Svanemerket Miljøytelse ved ulike forutsetninger Funksjonelle enheter Analyseperspektiv for LCA studier Allokering, ombruk og gjenvinning Utslippsintensiteter for energibruk Tidsperspektivet for utslippene Klimapåvirkning fra biobaserte materialer (biogent karbon) Karbonatisering i betong Geografiske aspekter knyttet til effekten av utslipp Resultater og diskusjon De analyserte konstruksjonene Databaser, inventar og modellering Utvalgte forutsetningspakker...47 Resultater Oppsummering av resultater Konklusjon og anbefalinger Litteratur Vedlegg års beregningsperiode års beregningsperiode...74

6 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 5 1 SAMMENDRAG Prosjektet undersøker konsekvensen av å bruke ulike forutsetninger i livsløpsanalyser (LCA) for byggematerialer. For å studere disse konsekvensene er det utført LCA-beregninger for fire ulike type materialer, og følgene av ulike metodiske valg er illustrert og diskutert. Resultatene fokuserer på klimapåvirkning Analyseperspektiv og forutsetninger i LCA Overordnet blir to prinsipielt ulike analyseperspektivet diskutert; regnskaps-lca og konsekvensiell LCA. Regnskaps-LCA er vanlig brukt i f.eks EPD-systemet. For miljømerket Svanen er det imidlertid av spesiell interesse å kartlegge beregningsmetodikk og forutsetninger som brukes i konsekvensielle miljøvurderinger, ettersom valg av et miljømerket produkt skal bidra til en faktisk forbedring i global miljøytelse (krav om addisjonalitet). Allokering refererer til prinsipper for fordeling av utslipp, og ulike allokeringsmetoder er spesielt aktuelle i forbindelse med resirkuleringsprosesser. Andre forutsetninger som er behandlet er utslippsintensiteter for energibruk og tidsperspektivet for utslippene. Det å inkludere tidsjustering for måling av miljøeffekt innvirker spesielt på klimapåvirkning fra trevirke (biogent karbon utslipp og opptak), men har også betydning for hvordan fremtidige utslipp (eller opptak) fra avhendingsprosesser og eventuelle substitusjonsgevinster i fremtiden evalueres. Alternative beregninger viser konsekvensen av å tillegge tidlige utslipp høyere verdi enn framtidige utslipp. Oppsummert blir følgende forutsetninger og metodiske aspekter variert og vurdert: Tidshorisont for måling av klimaeffekt Effekten av utslipp/opptak av CO2 som skjer på forskjellige tidspunkt Strømmiks Allokeringsmetode Systemgrenser for avhending Antakelser knyttet til opptak av CO2 i tre og betong For å demonstrere hvordan forutsetningene kan endre resultatene i analysen, er det konstruert tre ulike «pakker» med forutsetninger som reflekterer overordnede metodevalg. Forutsetningspakken Dagens praksis består av en representativ miks av nasjonal EPDpraksis, klimagassregnskap.no, Futurebuilt-anbefalinger og BREEAM-NOR-anbefalinger. Videre er det satt sammen forutsetningspakker for Regnskaps-LCA og Konsekvensiell-LCA. Disse kombinerer da forutsetninger som kommer nærmest de rene prinsippene for disse analyseperspektivene Beregninger Som funksjonell enhet for analysene er det valgt å bruke konstruktiv bæring i et søyle/dragesystem for et gitt areal. Det er valgt fire materialtyper (tre, betong, stål og aluminium) i til sammen seks varianter, der materialbehov for de ulike variantene er beregnet av byggteknisk rådgiver;

7 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 6 Limtre Fagverk i tre med stålbraketter Armert betong, plasstøpt Prefabrikkert betong, saltaksformede I-bjelke Fagverk i stål Fagverk i aluminium Resultatene viser generelt at det er et meget stort spenn i resultatene for de ulike løsningene. På tross av dette holder den relative rangeringen seg mer eller mindre lik for de undersøkte kombinasjonene av forutsetninger. Dette er imidlertid sterkt knyttet til mengde material som kreves for å levere den definerte funksjonen bæring. Resultatene kan derfor ikke uten videre overføres til andre anvendelser Variasjon i klimapåvirkning per mengdeenhet for de ulike materialene, sammen med de viktigste forutsetningene som påvirker resultatet for de ulike materialtypene, er oppsummert i tabellen under. Materialtype Stål (per kg) Aluminium (per kg) Tre (per m3) Betong (per m3) Resultat-range (min-max) [kg CO2-ekv.] 0,7-2,8 2,5-9, Viktigste bestemmende forutsetninger for resultat Overordnet analyseperspektiv og markedssituasjon for skrap er veldig viktig Tidsperspektivet er viktig i forhold til gevinst ved avhending og resirkulering Overordnet analyseperspektiv og markedssituasjon for skrap er bestemmende for resultatet Tidsperspektivet er viktig i forhold til gevinst ved avhending og resirkulering Klimautslipp fra elektrisitetsmiksen brukt i produksjonen har stor påvirkning på resultatet Klimaeffekt av biogent karbon er meget viktig i forhold til klimapåvirkning i produksjon (forbrenning av biomasse til tørking) og klimaeffekt fra forbrenning i avhending. «Lagringseffekten» byttes i større klimapåvirkning fra forbrenning når man inkluderer klimaeffekt fra biogene utslipp. Tidsperspektivet påvirker også klimaeffekten av gevinst ved avhending og varmeproduksjon. Overordnet analyseperspektiv og markedssituasjon for flyveaske og avfallsforbrenning (klinkerproduksjon) er ganske viktig for resultatet.

8 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer Anbefalinger Inkludér tidsperspektivet Det haster med å redusere utslippene. Derfor bør tidsdifferensierte faktorer for utslipp og opptak av CO2 utvikles og tas i bruk innen byggsektoren der hvor dette er relevant. Bruk av konsekvensiell analyse Hvis faktiske markedsendringer (addisjonalitet) er et mål, bør rammebetingelser for LCA gjenspeile tilgjengeligheten av ønskede innsatsfaktorer. Dette er spesielt aktuelt for aluminium og stål, der det i dag er mangel på skrap. Liknende betraktninger kan gjøres for blant annet avfallsbehandling med varmeutnyttelse. Istedenfor å stille krav til resirkulert andel, bør miljøkrav til disse materialene heller handle om design med tanke på å øke tilgjengeligheten av skrap (f.eks ombrukbare konstruksjoner), eller å fokusere på andre aspekter ved produksjonen som reduksjon av utslipp fra omsmelting/ energibruk/ transport osv. Sensitivitetsanalyse Der forutsetninger har stor påvirkning på konklusjonene, bør det gjennomføres sensitivitetsanalyser som viser hvilke forutsetningsvalg som gir utslag. Transparens og åpenhet om forutsetninger og valg i analysene må være tilgjengelig. Troverdige utslippsfaktorer Det bør gjøres en innsats for å etablere hva som er å anse som langsiktig marginalmiks i det norske og nordiske kraftmarkedet. Troverdige utslippsfaktorer for elektrisitet bør brukes i konsekvensielle analyser Beslutningskontekst avgjør Resultatene understreker viktigheten av å ha en underliggende ledesnor for valg av analyseperspektiv og forutsetninger. Et spesifikt formål for bruken av resultatene vil kunne være til hjelp for dette. Kontekstløse beregninger (som for eksempel EPD) bør ideelt sett gjennomføres med flere sett forutsetninger, slik at den som skal bruke resultatene i en reell beslutningskontekst, kan tilpasse forutsetningene til bruken og problemstillingen som er relevant.

9 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 8 2 SUMMARY This project investigates the consequence of applying different assumptions in the life cycle assessment (LCA) of construction materials. In order to study these consequences, a number of LCA-calculations have been performed for four different types of construction materials. The consequence of different methodological choices is highlighted and discussed. The results focus on climate impacts Assessment perspective and methodological assumptions At an aggregated level two different assessment perspectives are discussed; attributional LCA and consequential LCA. Attributional LCA is commonly used in e.g. the EPD-system. For the Nordic Swan methods and assessment perspectives that offer a consequential perspective, is of particular interest. The reason for this is that an overall criterion for the specifications in the Nordic Swan, is that choosing a Nordic Swan labelled product, actually leads to a reduction in global impact (additionality). Allocation refers to principles for attributing emissions between products in multi-output processes, and different methods are especially important in the treatment of end-of-life processes and recycling. Other aspects that are treated include energy use emission factors and the time horizon for measurement of impacts. Including a time adjustment of the impact affects in particular the climate effect of wood (biogenic carbon emission and uptake), but also the importance of future emissions and uptake in other material processes, such as waste treatment and calculated substitution effects at the end-of-life stage. The following aspects have been studied and assessed: Time horizon for the evaluation of climate impacts The effect of different timing of emissions and uptake of CO2 under a given time horizon. Electricity mix Allocation method System boundaries for the end-of-life treatment Assumptions for uptake of CO2 in wood and concrete In order to demonstrate the effect of varying assumptions in the assessment, three packages of assumptions have been constructed; one that covers an approximate representation of present national practice as applied in EPDs, klimagassregnskap.no, Futurebuilt- and Breeam-NOR recommendations. Further we construct a consequential-lca and attributional LCA package Calculations As functional unit we have chosen constructional bearing in a column/beam system for a given area. Four material types (wood, concrete, steel, aluminum) are investigated, in six different variants, listed below. The required amount of materials has been calculated by a construction engineer.

10 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 9 Glued laminated wood Truss (wood) In-situ concrete Pre fabricated concrete beams Truss (steel) Truss (aluminium) In general the results vary considerably across assumptions. Despite this, the relative rank of the solutions remains more or less the same. This is, however, strongly related to the required amount of material required to fulfill the defined function in this assessment. The results are not possible to extrapolate to other contexts, without further considerations. The variation in climate effect per unit of material is shown in the table below, including a summary of the most important methodological aspects that are relevant for the different materials. Material Steel (per kg) Aluminium (per kg) Wood (per m3) Concrete (per m3) Results-range (min-max) [kg CO2-ekv.] 0,7-2,8 2,5-9, Most important factors for result Overall assessment perspective and market situation for scrap is very important for result. Time perspective is important with regards to potential substitution effect of recycling. Overall assessment perspective and market situation for scrap is very important for result. Time perspective is important with regards to potential substitution effect of recycling. The emissions intensity of electrcity is very important for the result. Climate effect of biogenic carbon emissions (from use in production/drying of the wood and from end-of-life treatment) is very important. The temporary storage effect is outweighed by larger climate impacts from combustion, when biogenic climate effects are included. In addition the time perspective affects the potential substitution effect at end-of-life. Overall assessment perspective and market situation for fly ash and for waste treatment (waste used in clinker production) is quite important for result.

11 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer Recommendations Include timeframe It is urgent to reduce emissions. Therefore time differentiated factors for emission and uptake of CO 2 should be developed, and put into use in the construction sector where relevant. Use of consequential analysis If actual market changes (additionality) is a measure, the framework for LCA should reflect the availability of required inputs. This is particularly relevant for aluminum and steel, where there is currently a lack of scrap. Similar considerations can be done for e.g. waste treatment with heat utilization. Instead of imposing requirements on recycled share, environmental standards for these materials should rather focus on designing products with a view to increasing the availability of scrap (e.g. reusable structures), or focus on other aspects of production such as reducing emissions from recycling / energy / transport etc. Sensitivity analysis Where assumptions have a major influence on the conclusions, sensitivity analyses should be carried out showing which assumptions that have major impacts. Transparency and openness about the conditions and the choices made in the analyses must be available. Reliable emission factors An effort should be made to establish what is to be regarded as long-term marginal mix in the Norwegian and Nordic electricity market. Reliable emission factors for electricity should be used in consequential analysis. Study aim and context determines The results underline the importance of having an underlying guiding principle for the analytical perspective and assumptions. A specific aim for the operational use of results will be of help. Non-contextual calculations (such as EPD) should ideally be carried out with several sets of assumptions, so that the person who will use the results in a real decision context can customize the assumptions to suit the relevant issue.

12 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 11 3 BAKGRUNN 3.1 Problemstilling Miljøvurderinger av byggematerialer gjennomføres med ulike tilnærminger, og det er et behov for å se på effekten dette har på resultatene. På denne måten vil en få synliggjort i hvilken grad dette er avgjørende for miljøvurderinger av materialer og bygningsdeler, og i neste rekke nybygg og rehabiliteringsprosjekter. Dette prosjektet skal bidra til økt kompetanse på området, og legge til rette for et mer reelt sammenligningsgrunnlag. Sentrale eksempler der systemgrenser er til dels omstridt og ulikt behandlet er elektrisitetsmiks, tidsperspektiv, resirkulering og sluttbehandling av materialer, og så lenge det er ulik praksis på denne typen systemgrenser, har man ikke et reelt sammenligningsgrunnlag ved valg av løsninger med ulike materialer med hensyn på miljøprestasjon Eksempler på forutsetninger for LCA Valg av elektrisitetsmiks Det er i dag varierende praksis på hvilken elektrisitetsmiks man benytter i miljøvurderinger. De mest brukte er norsk produksjonsmiks, norsk forbruksmiks, og nordisk eller europeisk produksjonsmiks. Energibruk til drift i levetiden er et svært sentralt tema i forhold til nybygg og rehabilitering, så valg foretatt her er av stor betydning. Valg av dynamisk el-miks hvor el-miksen vil variere i byggets levetid er imidlertid ikke diskutert i denne rapporten, ettersom det kun er vurdert bygningsmaterialer som ikke påvirker byggets energibruk. Valg av tidsperspektiv Tidshorisonten man måler klimaeffekten over er vesentlig for resultatet av beregninger. I denne studien har vi hovedsakelig fokusert på den mest brukte tidshorisonten på 100 år. Videre har utslipp (evt. opptak) som skjer på forskjellige tidspunkt, ulik klimaeffekt under en gitt tidshorisont for evaluering av klimaeffekten, og dette kan gi forskjellig utslag for ulike materialer. Eksempel 1: Karbonlagring i treverk: - Kan en anse treverket som et karbonlager så lenge det er i bruk? - Hvordan skal en eventuelt behandle klimavirkning treverket vil ha hvis det forbrennes etter endt levetid? - Hvordan skal en eventuelt inkludere opptak av tilsvarende mengde karbon som er lagret i nytt trevirke? Eksempel 2: Karbonopptak i betong: - Bør dette inkluderes? - I tilfelle; skal karbonopptak utover brukstiden inkluderes? Resirkulering - Skal miljøbelastningene forbundet med gjenvinningsprosesser inkluderes ved produksjon av materialer, eller ved potensiell resirkulering av materialet etter bruk? - Skal systemgrenser her behandles likt ved rehabilitering av bygg som for nybygg, selv om sluttbehandlingen vil forekomme nærmere i tid?

13 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 12 Tidsperspektiv og resirkulering er problemstillinger som er svært relevante å ta stilling til i forhold til rehabilitering, da forholdsvis store mengder materialer tas ut av bruk og erstattes av nye, og systemavgrensninger i forhold til dette vil ha stor betydning for miljøvurderingen av ferdig rehabiliterte bygg Avgrensninger i rapporten Denne rapporten er skrevet for et publikum som ikke nødvendigvis er eksperter på miljøvurderinger eller LCA-metodikk. Det kan derfor være nyttig å etablere og forklare en del begreper som er nødvendige for å forstå og forklare de forutsetningene og metodeforskjellene som berøres. Det forutsettes imidlertid at leseren har en viss basisforståelse av metodikken, samt hvilke typiske problemstillinger som oppstår ved miljøvurdering av bygningsmaterialer. Bakgrunn og begreper som er mye brukt i LCA er forklart og beskrevet under hvert tematiske underkapittel i kapittel 0, sammen med beskrivelser av hvordan de ulike forutsetningene blir behandlet i denne studien. Miljøegenskaper for materialer dekker langt flere typer miljøpåvirkning enn klimagassutslipp, og de aktuelle forutsetningene som tas opp og diskuteres er aktuelle for mange typer miljøpåvirkning. Likevel har vi valgt å fokusere på klimagassutslipp i denne studien. Ikke bare er klimaproblemet vår tids mest presserende miljøproblem; det er også et miljøaspekt som er globalt i natur, og krever et livsløpsperspektiv for å bli forstått. Ved å gjøre beregninger for 4 ulike type bygningsmaterialer, eksemplifiseres konsekvensen av ulike metodiske valg i miljøvurderingene. 3.2 Miljøvurderinger av bygg Klima- og miljøberegninger i ulike former har blitt mer og mer utbredt de siste årene. I Norge har det spesielt vært en oppblomstring av miljøberegninger knyttet til byggsektoren. Dette har vært motivert av en rekke ulike initiativ, der bl.a. krav om miljøvaredeklarasjoner (EPD) har bidratt til at det utvikles store mengder miljødokumentasjon for byggevarer. Videre har krav fra ulike byggeprogram (f.eks. Futurebuilt, Framtidens byer, Framtidens Bygg, og tresatsinger som f.eks. Norwegian Wood i Stavanger) og miljømerkeordninger (f.eks. BREEAM NOR, LEED og Svanen) spilt en vesentlig rolle gjennom å belønne prosjekter og materialer med god og dokumentert miljøprestasjon. Felles for flere av de ovennevnte miljørelaterte initiativene for byggsektoren, er at de har et såkalt «fotavtrykksperspektiv» eller «livsløpsperspektiv» (LCA). Dette betyr at man ikke bare fokuserer på utslipp knyttet til driftsfasen av bygget, men også inkluderer utslipp fra produksjon av byggematerialer, konstruksjon, drift og avhending av byggene. Dette skiller seg fra det som tidligere har vært i fokus, ikke minst i byggeforskriftene, hvor energibruk i driftsfasen har vært det viktigste området. Etter hvert som byggekravene har blitt strengere, reduseres energibehovet i drift betraktelig (i hvert fall på papiret) og materialenes miljøpåvirkning i løpet av livsløpet til bygget blir relativt sett viktigere, se Figur 1. Flere studier viser at for energieffektive bygg kan materialene utgjøre rundt 50 % av livsløpsutslippene (Kristjansdottir et al., 2014).

14 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 13 Figur 1; For new energy-efficient buildings, the production and end-of-life phase can constitute around half of the primary energy use over the lifetime of the building (Kristjansdottir et al., 2014) Livsløpsperspektivet har etablert seg som et standard analyseperspektiv for miljøvurderinger av produkter og tjenester og ligger til grunn for de fleste miljørelaterte direktiver og bestemmelser som utarbeides på Europeisk nivå (økodesigndirektivet mm). For eksempel gis det i miljøklassifiseringssystemet BREEAM-NOR poeng for å dokumentere valg av materialer med lave beregnede klimagassutslipp, og for å gjennomføre LCA for utvalgte bygningskomponenter der dette får en konsekvens i prosjektet. Det gis også poeng for valg av byggevarer som har utarbeidet miljøvaredeklarasjon (EPD). Rammeverket for miljøvurderinger og livsløpsanalyser av bygg og byggematerialer er imidlertid gjenstand for faglige diskusjoner. Ettersom det ikke er konsensus om systemgrensene, dvs. hva som inngår av innsatsfaktorer, vil ulike holdninger komme til uttrykk gjennom valg av systemgrenser i konkrete analyser utført i praktiske eller vitenskapelig sammenheng. En rapport utført for Kommunal- og regionaldepartementet i 2011 Kunnskapsplattform for beregning av klimabelastning fra bygg og byggematerialer konkluderte rett og slett med at det ikke er grunnlag for å prioritere et byggemateriale framfor et annet når det gjelder miljøpåvirkning, og at man ikke kan si noe sikkert om hva som er et bra miljøvalg (Lyng & Vold, 2011). Problemstillingen gjenspeiles også i ulike rammekrav i verktøy for miljøvurdering og i merkeordninger, noe som selvfølgelig fører til frustrasjon for produsenter og leverandører som forsøker å leve opp til kravene. Et nordisk arbeid i regi av Green Building Council i de respektive landene, er i gang for å samordne kriterier for bedømming av byggevarer. Foreløpig er det utgitt en state-of-the-art rapport over eksisterende regelverk, markedskrav og verktøy i Norden (Hellman, 2014).

15 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 14 Figur 2 Oversikt over aktuelle verktøy for miljømessig bedømming av byggematerialer i Norden (Hellman, 2014). Et eksempel på en uløst floke er karbonbinding i byggematerialer. Karbon inngår i ulike kjemiske bindinger og sykluser som direkte henger sammen med framstilling og avhending/ etterbruk av tre og betong. En aktuell diskusjon har derfor vært om karbonbinding i disse materialene bør krediteres i LCA. Dagens praksis er stort sett å utelate karbonbinding som en faktor i LCA, eventuelt å bare bokføre opptak og utslipp på ulike tidspunkt, uten at dette får noe konsekvens for vurderingen av klimaeffekt. Interessenter for ulike materialgrupper kan se markedsmessige fordeler av å inkludere karbonbinding. Det er imidlertid to svært forskjellige kjemiske prosesser man snakker om for hhv. tre og betong, og derfor også to ulike argumentasjonsrekker som må behandles hver for seg. 3.3 Hva er LCA? Livsløpsvurdering (LCA) er en metode for å beregne de totale (direkte og indirekte) miljøkonsekvensene knyttet til å levere en bestemt funksjon. Metoden utviklet seg fra tidlige studier på 70-tallet (Coca cola) gjennom et større initiativ fra Society of Environmental Toxicology and Chemistry (SETAC), og er senere blitt standardisert i ISO14040 og (ISO, 2006a, 2006b). Det har kommet et større antall av ulike standarder og guidelines som søker å gjøre denne informasjonen mer spesifikk for bestemte typer anvendelser eller for bestemte produktgrupper, men selve «morstandardene» for livsløpsbaserte miljøvurderinger er disse to standardene. LCA har etter hvert utviklet seg til å bli synonymt med «helhetlige miljøvurderinger», og bruken har eksploder innen mange ulike anvendelser de siste 15 årene. LCA kan skjematisk inndeles i følgende steg:

16 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 15 Definisjon av mål og omfang for analysen. Dette inkluderer å definere funksjonell enhet, hvilken kontekst resultatene skal brukes i, allokeringsprinsipper, datakilder, etc. Inventaranalyse innebærer å samle inn spesifikke miljødata for de delene av systemet som er relevant ihht mål og omfang, og strukturere dette datamaterialet på en slik måte at man kan regne ut totale utslipp fra hele livsløpet, fra «vugge til grav» for den angitte funksjonelle enheten. Konsekvensanalyse innebærer å oversette den lange listen med livsløpsutslipp fra inventaranalyse til mer forståelige aggregerte miljøpåvirkningskategorier. Et eksempel er globalt oppvarmingspotensial (GWP100) som er den vanligste måleenheten for klimapåvirkning. Tolkning og analyse er nødvendig for å gjøre resultatene fra analysen beslutningsrelevante. Dette innebærer å finne de viktigste bidragsyterne i systemet («hot spots»), det kan være sensitivitetsanalyser for å teste ut konsekvensen av variasjon i usikre forutsetninger, eller usikkerhetsanalyser. For bygg og byggevarer er det spesielt ISO , ISO NS , PAS2050 4, samt de nye standardene for økologisk fotavtrykk som er under utvikling i EU (PEF) 5, som er aktuelle referansedokumenter. Det er også et pågående nasjonalt arbeid med en ny standard for klimagassberegninger for bygg 6. I Norge har byggsektoren vært en pioner i forhold til å benytte LCA som analyseverktøy, og ulike varianter av LCA-metodikk er innarbeidet i populære verktøy og initiativ som BREEAM, Futurebuilt, Zero Emission Buildings (ZEB), klimagassregnskap.no, og EPD for byggevarer. 3.4 Nordisk Miljømerking/Svanemerket Nordisk miljømerking som administrerer Svanemerket, ved Miljømerking i Norge, er sammen med Asplan Viak initiativtaker til dette prosjektet. Svanemerket er en miljømerkeordning type 1 som følger standarden ISO Det er en offisiell, frivillig, markedsbasert og ikke kommersiell ordning som ble opprettet av Nordisk ministerråd i Produktene blir godkjent av en uavhengig 3. part og det foretas kontrollbesøk til produksjonssteder rundt i hele verden. Det stilles objektive helse- og miljøkrav, og det er nivåkrav som gjør at kun de miljømessig beste kan Svanemerkes. I tillegg stilles det kvalitetskrav til produktene, så sant det finnes relevante standarder eller tester som kan anvendes. Miljømerking legger addisjonalitet til grunn for utarbeidelsen av sine kriterier. Med addisjonalitet menes at man ved å velge et svanemerket produkt bidrar til en faktisk forbedring i global miljøytelse fremfor å velge et som ikke tilfredsstiller kriteriene. Kriteriene tilpasses produkttypen og hva man vil oppnå i det aktuelle produktsystemet. Nordisk miljømerking er derfor interessert å få belyst beregningsmetodikk og forutsetninger som brukes i miljøvurderinger, spesielt siden en av diskusjonene som ofte kommer rundt forutsetninger, nettopp er knyttet til addisjonalitet. Kravene som Svanen stiller er relatert til en aktuell produktgruppe, og blir vedtatt av Nordisk Miljømerkingsnemd etter behandling i alle de 5 nasjonale styrene i Nordisk miljømerking. 1 Environmental labels and declarations -- Type III environmental declarations -- Principles and procedures 2 Sustainability in building construction -- Environmental declaration of building products 3 Bærekraftige byggverk - Miljødeklarasjoner - Grunnleggende produktkategoriregler 4 Specification for the assessment of the life cycle greenhouse gas emissions of goods and services

17 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 16 Kravene er basert på livsløpsvurderinger og revideres hvert 4-5 år. Svanemerket er en helhetlig merkeordning som er multikriteriebasert. Det vil sikre at det blir stilt krav til de mest relevante miljøparameterne innenfor hver produktgruppe. I tillegg vil det hindre «burden shift» mellom ulike miljøområder som klima, biologisk mangfold, kjemikaliebruk, ressursbruk og avfallhåndtering. Kravene må være dokumenterbare, og gi en positiv miljøeffekt. Til slutt skal dokumentasjonsbyrden også vurderes i relasjon til miljøeffekten av kravene som stilles og den helhetlige sammenhengen mellom alle kravene, slik at det er mulig for aktører på markedet i dag å tilfredsstille alle kravene samlet. Kravene er utviklet med åpne høringsprosesser hvor både private personer, myndigheter, organisasjoner og bedrifter kan gi høringssvar. Hensikten er å gi en enkel veiledning til forbrukere og andre innkjøpere basert på et enkelt merke. Nordisk miljømerking deltar aktivt i ulike internasjonale samarbeid, blant annet som medlemmer i GEN (Global Ecolabeling Network). De nasjonale sekretariatene innen Nordisk miljømerking administrerer også det andre offisielle miljømerket, EU Ecolabel, for sine land. Svanen har laget kriterier for en lang rekke produktgrupper innen byggevarer og hus. Av disse er det bygningsplater, gulv, holdbart trevirke samt vinduer og dører som er mest relevant i forhold til de materialgruppene som undersøkes i dette prosjektet. For hver produktgruppe er en rekke krav relatet til en eller flere relevante funksjonelle enheter, avhengig av hvilken livsløpsfase kravet er relatert til.

18 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 17 4 MILJØYTELSE VED ULIKE FORUTSETNINGER En av motivasjonene til å gjennomføre denne studien er å demonstrere hvordan ulike valg av forutsetninger til dels drastisk kan påvirke hvordan miljøprestasjonen til byggematerialer blir vurdert, og også hvorvidt dette kan slå relativt sett ulikt ut for forskjellige materialer. Dagens praksis for bruk av helhetlige miljøvurderinger for byggematerialer i Norge baserer seg i hovedsak på EPD er. Disse ligger til grunn for videre vurderinger i verktøy som Eco Product, Statsbyggs verktøy Klimagassregnskap.no, Futurebuilt samt BREEAM NOR. Breeam og Futurebuilt har ikke egne beregningsmetoder, men spesifiserer en del forutsetninger som legges til grunn for miljøvurderingene. Det er innen disse initiativene at det store volumet av bruken av EPD-er er. Felles for alle er at de stort sett legger til grunn et livsløpsperspektiv på utslippene. For byggprodukter er det imidlertid ofte at det kun er råvare og produksjonsfasene som er inkludert. Svanemerket har også et livsløpsperspektiv i sine vurderinger av byggprodukter, men de absolutte kravgrensene blir ofte delt opp og spesifisert for de livssyklusfasene hvor det er størst miljøgevinst å hente og hvor produsentene kan påvirke resultatet. Grunnen til at Svanen sjelden stiller krav til utslipp som er summert over mange livssyklusfaser, er både at det er mangelfulle grunnlagsdata og standardiserte beregningssystemer og at det blir vanskeligere å stille strenge krav når det skal gjøres summeringer over hele livssyklusen. For den uinnvidde kan det være uklart hvilke forutsetninger som faktisk er reelle forutsetninger og hvilke som bare er etablert som forutsetninger, og dermed blir behandlet som om de var «fakta». Det kan også være metodiske aspekter som bør forklares, eller faguttrykk som bør defineres. Vi har derfor inkludert en gjennomgang av ulike fagtermer og forutsetninger som er aktuelle i sammenhengen, i de påfølgende seksjonene. Etter at ulike forutsetninger er definert og forklart, går vi kort gjennom hvordan de vanligste nasjonale verktøyene bruker disse forutsetningene. 4.1 Funksjonelle enheter For å gjennomføre en «rettferdig» sammenlikning av ulike byggematerialer eller konsepter, må man sammenlikne systemer som er i stand til å levere samme funksjon. Sentralt i helhetlige miljøvurderinger med LCA er derfor det å definere en funksjonell enhet, som er måleenheten som man sammenlikner alternativene på. En funksjon kan oppfylles på ulike måter. For eksempel kan funksjonen: «dekke en husholdnings årlige mobilitetsbehov» kunne oppfylles av privatbil, eller alternativt en miks av leiebil, buss og bane. Funksjonell enhet er her knyttet opp til behovet for mobilitet, og de ulike alternative løsningene for å oppnå denne mobiliteten kan beskrives som ulike referansestrømmer. Når man sammenligner miljøbelastning for ulike byggematerialer, må man ha klart for seg hva de ulike materialene faktisk brukes til i bygget. Det er da nødvendig å se utover en kg-tilkg sammenligning av produksjonsbelastninger for hvert materiale og isteden innføre en funksjonell enhet for hver «tjeneste» som materialet bidrar til. Ifølge boka Bygningsmaterialenes økologi (Berge, Butters, & Henley, 2009), kan byggevarer grovt deles inn i tre grupper etter deres tiltenkte bruk, som er konstruksjonsmaterialer, plate/kledningsmaterialer eller klimatiske materialer som modifiserer varme- og fuktighetsoverføring. Plate/ klednings-materialer gir beskyttelse og finish til konstruktive og klimatiske materialer. Funksjonen til en kledning vil avhenge av ulike egenskaper, så som damp-permeabilitet, lufttetthet og visuelt utseende. For plate/klednings-materialer kan det være naturlig å angi miljøbelastning per m2 overflate med visse egenskaper i henhold til spesifikasjonene.

19 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 18 Uttrykket klimatiske materialer betegner en gruppe av materialer som endrer de klimatiske forholdene i en bygning gjennom å f.eks. å bremse luft, støy, varme og fuktighet. Av disse er termiske isolasjonsmaterialer viktig for å redusere energibruk i drift. Ulike isolasjons materialer har imidlertid svært ulike miljøbelastninger i produksjon, og litteraturen viser store forskjeller mellom alternativene med hensyn til levert varmemotstand, se Figur 3. Figur 3 Figuren viser en sammenligning av isolasjonsmaterialer med hensyn til produksjonsrelatert klimagassutslipp knyttet til en fast varmegjennomgangskoeffisient U = 0,15 watt per kvadratmeter Kelvin (W / m2k). Kilde; Solem 2015 Inndeling i materialgrupper eller bygningsdel/ komponenter med tilhørende beskrivelse av funksjonskrav er en innledende øvelse i en sammenlignende LCA, i EPD-deklarasjoner og for ulike materialveiledere og miljømerkeordninger. Som regel vil det gi mer mening å analysere bygningskomponenter, heller enn «byggematerialer» i seg selv. Bygningskomponenter reflekterer en spesifikk tiltenkt bruk (funksjon) og tar som utgangspunkt at det i utgangspunktet ikke finnes «dårlige» eller «bra» materialer, men at den funksjonen man får ut av den ferdige løsningen er det relevante målepunktet. Det er vanligvis et sett av egenskaper som skal vurderes når man velger byggematerialer. Bygg konstrueres for å fungere som hele systemer, og bygningsdeler settes sammen for å ta vare på en rekke krav. Bygningsdeler, såsom yttervegger, gulv og tak, kan anvendes som funksjonelle enheter for å sikre sammenligninger på likt grunnlag. I den engelske Green Guide to Specification, er det f.eks. i kategorien Yttervegg vurdert den relative effekten av en rekke veggtyper definert med en funksjonell enhet på 1 m 2 vegg som skal tilfredsstille gjeldende byggeforskrifter og en varmegjennomgangskoeffisient (U-verdi) på 0,3 W / m 2 K. I eksempelet fra Åsveien (Figur 4), er det sammenliknet innervegger, rangert i henhold til lydklasser.

20 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 19 Figur 4: Eksempel fra Åsveien skole; Oversikt over innerveggersalternativer i ulike lydklasser utført i hhv. massivtre, trestenderverk, stålstendere og betong. For hvert alternativ er det beregnet klimagassutslipp i produksjon (røde tall). (Solem 2015)

21 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 20 Ettersom byggematerialer har mange ulike egenskaper, kan det imidlertid være vanskelig å sette sammen rene funksjonelle enheter. Produktene kan ha ulike tilleggsfunksjoner som ikke kommer fram i en gitt sammenligning, og materialer som ikke passer inn i en etablert kategori - eller funksjonelle enheter som avviker fra det normale - kan være vanskelig å vurdere. Eventuelle konsekvenser av de ulike produktegenskapene i levetiden bør også vurderes. Design og materialvalg kan i høyeste grad få driftsmessige konsekvenser, ikke bare for oppvarmingsbehov men også for vedlikehold. Ulike behov for vedlikehold og utskiftinger kan synliggjøres ved valg av f.eks. utvendig kledning. I Figur 5 er ulike kledninger for Åsveien skole sammenlignet, og betydningen av klimagassutslipp knyttet til overflatebehandling over levetiden kommer fram. Figur 5: Eksempel fra Åsveien skole; Oversikt over yttervegg med ulike kledningsmaterialer. For hvert alternativ er det beregnet klimagassutslipp for produksjon, og for eventuell nødvendig overflatebehandling over 60 år. (Solem, 2015) Sammenligningene i Figur 3, Figur 4 og Figur 5 er basert på EPD-data, og viser kun klimagassutslipp for de ulike løsningene. Skulle man tatt et mer helhetlig perspektiv kunne miljøparametere som kjemikaliebruk og utvinning av råvarene i relasjon til biodiversitet vært inkludert. Resultatene er basert på en rekke forutsetninger som hvis de endres kan forskyve konklusjonene, f.eks er el-mix ikke gjennomgående spesifisert i EPDer. Dette er viktig å være oppmerksom på, slik at ikke konklusjoner fra en undersøkelse nødvendigvis kan brukes som «fasit» i en annen sammenheng Funksjonell enhet brukt i denne studien For å ha en funksjonelt sammenliknbar løsning å analysere, og ikke bare sammenlikne materialer kg for kg, ble det bestemt at konstruktiv bæreevne er funksjonen vi ønsker å bruke som eksempel i beregningene. Mer bestemt er den funksjonelle enheten å tilby et

22 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 21 konstruktivt system med søyler/drager til et bygningsareal på 6*20 meter i 60 år. Resultatene normaliseres til 1 m2-år av den aktuelle løsningen. Se kapittel 5.1 for en beskrivelse av funksjonell enhet, og de ulike alternative bæresystemene som oppfyller denne. 4.2 Analyseperspektiv for LCA studier De aller fleste metodene og verktøyene for helhetlig miljøvurdering for bygg og byggematerialer, legger til grunn et livsløpsperspektiv (LCA). LCA har med tiden blitt delt opp i to distinkte analyseperspektiv: Regnskaps-LCA (attributional LCA) Konsekvens-LCA (consequential LCA) Disse to perspektivene representerer et hovedskille i forhold til hvilke forutsetninger som gjøres i miljøvurderingene. Når det er sagt, er det svært få LCA-studier som i praksis benytter seg 100% av det ene eller andre analyseperspektivet. Kort fortalt søker regnskaps-lca å fordele alle utslipp i samfunnet til produkter og tjenester, gjennom på forhånd definerte mer eller mindre «rettferdige» - regler for fordeling. Metoden benytter som regel markeds-gjennomsnitt for data for innsatsfaktorer i bakgrunnsøkonomien. Allokering skjer gjennom oppdeling av miljøbelastningene knyttet til prosessene og fordeling på de ulike produktene. Belastningene kan fordeles i forhold til produktenes økonomisk verdi, men de kan også fordeles gjennom verdier for masse og energi. I praksis blandes gjerne ulike metoder for allokering i ulike deler av systemet, og man ender opp med sammensatte eller såkalte eklektiske metoder. Konsekvens-LCA prøver på den annen side å estimere de totale miljøkonsekvensene som oppstår som en konsekvens av å velge en løsning fremfor en annen. Metoden bruker ikke allokering i det hele tatt, men aspektet blir håndtert gjennom substitusjon. Det vil si at alle produkter i systemet må undersøkes og analyseres til man forstår hvilken prosess/teknologi i samfunnet, som blir påvirket av en endring i systemet som analyseres. I praksis medfører dette at konsekvens-lca i større grad bruker marginale data, og at det må gjøres undersøkelser av viktige innsatsfaktorer i systemet, og hvordan markedene for disse responderer på endringer i etterspørsel. Det er beskrevet tilnærminger for å identifisere det som kalles «påvirket teknologi» (Weidema, 2003), mens andre forfattere (Frees, 2007; Nordheim, 1999) bruker priselastisiteter og andre markedsvurderinger som påvirker beslutningstakere, som bakgrunn for at en mer robust antakelse for påvirkede teknologier ofte er ulike markedsmikser, snarere enn en enkelt teknologi. Hvordan man kommer frem til disse miksene er det ikke enighet om, men utarbeidelse av framtidsscenarioer, materialstrøms-vurderinger etc. er elementer som kan bidra til å etablere estimater for slike mikser. Regnskaps-LCA blir ofte kontekstløs, siden man ved å innføre en kontekst i vurderingen, med en gang begynner å nærme seg en beslutningskontekst og dermed konsekvens-lca. EPD er blir regnet som regnskaps-lca er, siden konteksten de skal brukes i ikke nødvendigvis er kjent eller klart definert. Når informasjonen skal brukes behøves det derfor et tolkningslag på toppen av informasjonen, som setter denne i sammenheng med den aktuelle beslutningen. Det er på gang et arbeid med veileder for dette i regi av EDP-Norge. Ofte melder da behovet for «konsekvens-lca» -basert informasjon seg. Et illustrasjonseksempel: Forestill deg at Vegvesenet har bestemt seg for en strategi hvor deres materialbruk i vegprosjekter skal bidra til reduserte globale utslipp av klimagasser. De blir presentert to EPD er for funksjonelt sett like betonger å bruke i prosjektene. Den ene

23 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 22 betongen er en såkalt lavkarbon-betong som baserer seg på innslag av flyveaske eller «blast furnace slag (BFS)» som delvis substituerer den klimaintensive klinkeren. Den andre betongen er en tradisjonell betong med gjennomsnittlig komposisjon, basert på klinkersement. For at det å velge lavkarbon-betong faktisk skal gi en global nedgang i utslipp, må økt etterspørsel etter flyveaske eller BFS-betong føre til en reduksjon av produksjon av klinker. Dette fordrer minst tre ting: At det finnes uutnyttet potensial for BFS eller flyveaske i det aktuelle markedet At ikke flyveaske eller BFS bare «flyttes ut» av «ikke-miljøbetong-produkter» og inn i miljøprodukter. At det ikke er andre miljømessig ekvivalente bruksområder for flyveaske eller BFS som ressursen flyttes fra. Kun hvis disse forutsetningene er tilstede vil vegvesenet kunne være sikker på at deres etterspørsel etter lavkarbonbetong (og sannsynligvis ressursbruk) vil gi global nedgang i klimautslipp. Hvorvidt denne effekten inkluderes i klimaberegningene, eller ikke, avhenger av om man bruker et konsekvens- eller regnskapsperspektiv. ISO 14040/44 nevner ikke de to analyseperspektivene, mens ILCD-håndboken fra EU beskriver dem og gir råd om hvilke sammenhenger de bør brukes i. Håndboken anbefaler at konsekvens-lca brukes for analyser som skal fungere som beslutningsstøtte, men den legger til et tilleggskriterium om at beslutningen som analysen skal informere i seg selv må være «stor nok» til å influere produksjonssystemene som systemet består av. Det kan imidlertid diskuteres om størrelsen på beslutningen i seg selv bør bestemme analyseperspektivet, ettersom større markedsomveltninger nettopp ofte består av et stort antall «mikrobeslutninger». Enkelte hevder at LCA etter ISO14040/44 i prinsippet er konsekvens-lca 7. Siden valg av systemgrenser og allokeringsmetoder knyttes tett opp til mål og omfang for studien, vil man i praksis ofte ende med en analyse som kan kalles konsekvens-lca. Dog er det sannsynligvis bare et lite antall studier som har gjennomført konsekvens-lca rendyrket og konsistent Analyseperspektivet i dette prosjektet I denne studien analyserer vi bygningskomponenter med både et konsekvensielt- og regnskapsmessig perspektiv. Det overordnede analyseperspektivet får konsekvenser for en rekke av de andre forutsetningene for analysen, slik som elektrisitetsmiks, allokeringsmetode osv. De neste kapitlene forklarer dette i mer detalj. 4.3 Allokering, ombruk og gjenvinning Ombruk og materialgjenvinning reduserer press på primære ressurser, og hindrer samtidig at avfall går til deponi. Ombruk er ofte også knyttet til et ønske om bevaring av historisk verdifulle bygninger og bygningsdeler. I dag er det krav i teknisk forskrift om avfallsplan, miljøsaneringsbeskrivelse og en avfallssorteringsgrad på 60% for større tiltak. Videre er det i EUs avfallsdirektiv et overordnet mål å øke ombruk og gjenvinning av byggavfall til 70 % innen Byggevareforordningen, som trådte i kraft , stiller også krav til materialenes bærekraftighet. Dette betyr at de harmoniserte produktstandardene vil måtte revideres til å omfatte produktenes 7

24 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 23 egenskaper til for eksempel holdbarhet, muligheter for ombruk eller materialgjenvinning av byggverk og materialer, og bruk av miljøkompatible råvarer og avfallsbaserte materialer. I standarden NS-EN (Bærekraftige byggverk - Vurdering av bygningers miljøpåvirkning Beregningsmetode) er det satt opp systemgrenser for de ulike fasene i livsløpet til en bygning, til bruk i LCA. Ombruk og gjenvinning av materialer er definert som «supplementær informasjon» og faller her utenfor systemgrensene, se Figur 6. Med andre ord tar denne metodikken utgangspunkt i en «vugge til grav» tenking, der et produkt framstilles, brukes og avfallsbehandles i en lineær sekvens. Figur 6: Systemgrenser for de ulike fasene i livsløpet til en bygning (NS-EN 15978) I praksis er man imidlertid opptatt av hvordan miljøfordeler ved gjenvinning av materialer kan dokumenteres ved hjelp av LCA. Dilemmaene rundt fordeling eller allokering av fordeler og ulemper ved gjenvinning av materialer er også mye diskutert i vitenskapelige studier. I det følgende vil vi se bort fra fasene knyttet til bygging og drift av selve bygget, og diskutere sammenhengen mellom etterbruk av materialer og nye råvarer. Temaer som ombruk, gjenvinning/ resirkuleringsgrad og CO 2 opptak/ -lagring blir da aktuelle. Figur 7: Livsløpsfaser for materialbruken i bygg, før og etter byggets driftstid, er knyttet til framstilling av materialer, ombruk/ gjenvinning og avhending. Det er disse fasene, og sammenhengen mellom dem, det fokuseres på i denne rapporten. I kapittel vil ulike allokeringsprinsipper presenteres. Disse er utviklet hovedsakelig med tanke på materialgjenvinning, men kan prinsipielt anvendes med tanke på ombruk også. Ombruk som tema er imidlertid ikke behandlet som egen problemstilling i denne rapporten.

25 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer Allokering knyttet til fordeling av utslipp på ulike produkter Ordet allokering refererer egentlig til prinsipper for fordeling av utslipp som skjer i aktiviteter som leverer mer enn et produkt. Et eksempel er prosessene i et sagbruk. I et sagbruk brukes tømmer og energi som (hoved)innsatsfaktorer, og produser en lang rekke ulike produkter for salg. Utslippene knyttet til selve sagbruket, samt alle utslippene knyttet til å produsere innsatsfaktorene, kan fordeles på ferdigproduktene gjennom en allokeringsnøkkel. Et annet eksempel er resirkulering av stål. Denne prosessen leverer i prinsippet to «produkter»; avfallsbehandling av brukt stål, samt produksjon av nytt stål. Det samme gjelder for avfallsforbrenning med energigjenvinning; et produkt er «avfallsdestruksjon», mens at annet produkt er varme for salg. Det finnes en rekke tilnærminger for å utarbeide slike allokeringsnøkler. ISO standardene for livsløpsvurderinger anbefaler som prinsipp å først søke å splitte opp systemet i delprosesser, slik at man unngår allokering. I praksis betyr det å studere interne årsak-virkningssammenhenger og på den måten etablere en fysisk sammenheng mellom innsatsfaktorer og de ulike produktene. Et eksempel hvor dette er mulig kan være en fabrikk som har to separate produksjonslinjer inne i samme fabrikklokale. De fleste innsatsfaktorene knyttet til produktene fra hver produksjonslinje kan da fordeles etter dette prinsippet, mens enkelte felles innsatsfaktorer fremdeles må fordeles på produktene. Dette kan for eksempel være bygging av selve fabrikklokalet som begge produksjonslinjene befinner seg i. Hvis det ikke er mulig å dele opp prosessen i flere uavhengige delprosesser, anbefaler standarden følgende generelle prinsipper 8 for fordeling av utslipp på produkter, i prioritert rekkefølge: 1. Unngå allokering ved «systemutvidelse». Dette er identisk med såkalt substitusjon 9 som i praksis betyr at man «fjerner» biprodukter fra sin prosess ved å trekke fra utslippene fra alternativ produksjon av produktet. 2. Fordeling basert på «fysiske størrelser» som for eksempel masse, volum, energi, eksergi eller liknende metoder som kan fungere som en tilnærming for manglende eksplisitt forståelse av årsak virkning-forholdene i prosessen. 3. Allokering basert på økonomisk verdi av de ulike delproduktene Et illustrasjonseksempel: Et sagbruk produserer (forenklet) 2 produkter: planker og flis. Det bruker en viss mengde energi som innsatsfaktor, i tillegg til tømmer. Hvordan fordeler man så utslippene fra sagbruket, slik at vi kan få et tall for utslipp for produksjon av planker? For innsatsfaktoren tømmer vet man jo hvor mye som ender opp i hvert produkt. For energi kan denne enten fordeles ved hjelp av verdien på plankene vs. flisa, energiinnholdet, massen, eller eventuelt gjennom å trekke fra alternativproduksjonen av den funksjonen flisa leverer (for eksempel varmeproduksjon). Det sier seg selv at dette valget vil ha stor betydning på hvor store utslipp fra energibruk som tillegges plankene 10. Standarden beskriver ikke eksplisitt at man skal være konsistent i allokeringsmetodikk for alle deler av systemet, men den sier at liknende produkter skal behandles på samme vis, for eksempel for avfall som kommer inn eller ut av systemet. 8 For allokering spesifikt knyttet til resirkulering og avhending, se Et kompliserende tilleggsmoment akkurat for dette eksempelet er om ikke selve skogdriften også er motivert av den økonomiske verdien til produktene, og at dermed innsatsfaktorene og utslippene (og evt. opptaket av CO2) fra skogsdriften skal fordeles mer til plankene, selv om dette kan føre til et åpenbart brudd på massebalansen.

26 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 25 Den beskriver for øvrig også at hvis flere allokeringsmetoder synes relevante, skal man gjennomføre sensitivitetsanalyser for å undersøke forskjellene i konklusjon med ulike metoder. Dette er en svært viktig forutsetning som sjelden blir gjennomført. Alternativ 2 og 3 i listen over ble opprinnelig lagt til i standarden fordi man var usikker på om det alltid ville være mulig å bruke substitusjon for å unngå allokering. Gjennom publiseringen av den konsekvensielle versjonen av den anerkjente Ecoinvent-databasen 11, er det vist at man kan lage en LCA-database uten å bruke en fordeling basert på egenskaper ved produktene som allokeringsprinsipp. Det kan hevdes at ISO14040 representerer hvertfall delvis en konsekvensiell LCA-analyse, selv om den ikke eksplisitt nevner dette med ord. Standarden spesifiserer imidlertid tydelig at målet og omfanget med studien skal være tydelig uttrykt, og at metodiske valg må rettferdiggjøres relativt til dette. Fra dette er veien kort til å mene at hvis resultatene skal brukes som beslutningsstøtte i noen sammenheng, må det velges en eller annen form for konsekvensiell metodikk (metodikk som tar sikte på å estimere hva som vil være miljøeffekten av å velge et alternativ fremfor et annet). Noen forfattere kritiserer det som har etablert seg som en praksis, hvor substitusjon brukes i såkalt «regnskaps-lca» (Brander & Wylie, 2011) i stedet for å konsistent bruke fordeling basert på egenskaper ved produktene Allokering i avfallsbehandling og resirkulering Et spesielt komplisert område for allokering er knyttet til avfallsbehandling og resirkulering. I det følgende vil ulike allokeringsmetoder knyttet til resirkulering og avfallsbehandling presenteres. Hver metode er kort beskrevet, med henvisning til litteratur. Et utvalg av metodene vil benyttes i LCA-analysen av bærekonstruksjoner i kapittel 5. Utgangspunktet for de følgende figurene er prosessene rundt framstilling av materialer, ombruk/ gjenvinning og avhending. Miljøbelastningene knyttet til disse prosessene kan allokeres/ fordeles på hvert produkt (L1-L3) på ulike måter (Baumann & Tillman, 2004). I figuren under og i fordelingsformlene angitt under hver metode er V=primærressurser, R=ombruk/ gjenvinning og W=avhending. 11

27 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 26 Figur 8: Prosesser knyttet til framstilling av materialer, ombruk/ gjenvinning og avhending er vist ved piler i systemet. Miljøbelastningene knyttet til disse prosessene kan allokeres/ fordeles på hvert produkt (L1-L3) på ulike måter. V=primærressurser, R=ombruk/ gjenvinning og W=avhending. a) Avgrensing (Cut off) Prinsippet bak denne metoden er at hvert produkt (L1-L3) tildeles miljø-belastningene forbundet direkte med produksjon og avhending av produktet (Nicholson et al. 2009). En variant av denne tilnærmingen brukes blant annet i den ene av de tre versjonene av ecoinvent-databasen 12 og legges blant annet til grunn i EPD-systemet. Metoden kalles også «resirkulert andel/ recycled content» når det brukes for materialer med inputs av materialer med en viss andel resirkulert materiale. Figur 9: Formel for beregning av belastninger, og typisk resultat ved Avgrensning (cut off) b) Kvalitetsforringelse (Loss of quality) Fordeling av miljø-belastninger til hvert produkt ses i forhold til kvalitetsforringelse/ restlevetid. Kvaliteten kan evt. fastsettes ved hjelp av økonomisk verdi, og blir da ekvivalent til økonomisk allokering som beskrevet tidligere. (Q=materialkvalitet) Figur 10: Formel for beregning av belastninger, og typisk resultat ved bruk av Kvalitetsforringelse (Loss of quality) c) Avfallsbelastninger allokeres til første produktet i kjeden Miljøbelastninger knyttet til både råvareutvinning og avfallsbehandling for produktsystemet allokeres til første produktet i kjeden slik at produsent «betaler» for senere utslipp (Baumann & Tillman, 2004).Metoden samsvarer med forslag i Glitne prosjektet (Sintef 2010), for økonomisk allokering av avfallshåndtering. Figur 11: Formel for beregning av belastninger, og typisk resultat når Avfallsbelastninger allokeres til første produkt i kjeden d) Material som tapes må erstattes Utslipp fra råvareproduksjon knyttes til de stegene i livsløpet som taper material (altså at materialet blir til avfall og ikke resirkuleres) (Baumann & Tillman, 2004). 12

28 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 27 Figur 12: Formel for beregning av belastninger, og typisk resultat når Material som tapes må erstattes e) 50/50 fordeling Gevinsten ved at resirkulering reduserer behov for primærproduksjon fordeles likt mellom den som tilbyr og den som bruker skrap (n= antall livssykluser). Dette er en pragmatisk mellomløsning, som har ført til større diskusjoner i LCA-miljøene 13. Hvorvidt PEFstandarden 14 lander på dette som anbefalt allokering, er fremdeles usikkert. Figur 13: Formel for beregning av belastninger, og typisk resultat ved 50/50 fordeling f) Lukket kretsløp (Closed loop) Hvert produkt (L1-L3) tildeles en gjennomsnittlig miljøbelastning forbundet med produksjon og avhending av alle produktene i verdikjeden. (n= antall livssykluser). Denne metoden er relativt uproblematisk å benytte for en bedrift eller et produktsystem som har full kontroll på kretsløpet. Figur 14: Formel for beregning av belastninger, og typisk resultat ved Lukket kretsløp (Closed loop) g) Substitusjon ( avoided burden ) Ombruk/ gjenvinning substituerer alternativ primærproduksjon av den aktuelle funksjonen. Et eksempel kan være varmeproduksjon fra forbrenning av avfall, hvor utslipp som allokeres til varmeproduktet under dette perspektivet er lik utslippene fra selve forbrenningen, minus de utslippene som kommer fra alternativ produksjon av funksjonen «avfallsbehandling», for eksempel deponiutslipp. Substitusjonsmetoden er i prinsippet ikke er en allokering, men en metode å unngå allokering på, ved å utvide systemgrensene til å se på tilleggsfunksjoner som leveres av systemet. Denne metoden er grunnlaget for konsekvensorienterte analyser. Nøkkelen i disse analysene er å undersøke hvilke teknologier som blir påvirket av det produktsystemet som man analyserer (også kalt marginalteknologier). For det tidligere nevnte eksempelet med bruk av resirkulert aluminium, så betyr det at siden alt resirkulert aluminium «svelges» av behovet i bilindustrien idag (det er mangel på skrap), vil enhver økning i etterspørselen etter aluminium måtte møtes med at det produseres mer primæraluminium. I det tilfellet at tilgangen på skrap er begrenset, vil altså 100% av gevinsten ved resirkulering allokeres til den som fremskaffer skrapet, og 0% til den som bruker resirkulert material. Tilsvarende vil 13 Allokeringsprinsippet og diskusjonen er god oppsummert her: 14 Product Ecological footprint, EU-initiativ for et konsistent rammeverk for miljøfotavtrykk for produkter, se

29 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 28 man i en situasjon hvor det er overskudd av skrap, allokere 100% av gevinsten ved resirkulering til den som bruker resirkulert material Allokeringsprinsipper, diskusjon De ulike tilnærmingene beskrevet over er i varierende grad i bruk for materialer i dag. Noen brukes fordi de er ganske enkle og oversiktlige å implementere. Dette gjelder spesielt a) Avgrensning/ «cut-off» -metoden, som på grunn av sin enkelhet og oversiktlighet er et av tre allokerings-prinsipper som ligger til grunn for LCA-databasen Ecoinvent. Det er stort sett denne metoden som er i bruk i dagens praksis i Norge. For resirkuleringsprosesser allokeres alle utslipp for utvinning av nytt materiale til den første brukeren av materialet (L1), mens nedstrøms bruk (L2, L3) kun belastes miljøbelastningen ved å oppgradere det resirkulerte materialet til ny bruk. For avfallsbehandling ved forbrenning med energigjenvinning er praksis stort sett at utslippene allokeres til avfallshåndteringen, men vi har også observert substitusjon/systemutvidelse for denne typen prosess. Noen av metodene over kan være vanskelig å benytte, særlig i de tilfellene hvor det er lang tid mellom hvert steg i materialbruken. Dette gjelder blant annet metoden hvor material som tapes må erstattes. Hvis første bruk er et produkt med en levetid på 60 år, så er det vanskelig å forutse hva som vil skje slutten av levetiden, hvor mye av materialet som vil resirkuleres og hvilke teknikker som da anvendes. Det samme gjelder kvalitetsforringelsesmetoden, hvor det ofte i praksis er vanskelig å bruke noe annet enn økonomi som en tilnærming for kvaliteten. Men ved å bruke økonomi som en indikator, så er man samtidig tett knyttet opp til markedsforholdene rundt det aktuelle materialet på et gitt tidspunkt. For aluminium er dette tydelig, siden verdien av sekundæraluminium er høy, på tross av at sekundæraluminium stort sett bare brukes til støpelegeringer på grunn av lavere kvalitet. Årsaken til at prisen er høy er at det er nok etterspørsel etter støpelegeringer for bruk i bl.a. bilindustrien. Den dagen denne betingelsen ikke lenger er tilstede, vil verdien av sekundæraluminium synke, selv om den «fysiske» kvalitetsforringelsen er den samme som før. Metodene som er listet opp over er stort sett varianter av «fordeling basert på egenskaper ved produktene» som ble nevnt som en generell tilnærming innledningsvis. Utslippene fordeles gjennom en kalkulert nøkkel til de ulike produktene i systemet. Noen metoder ligger imidlertid litt nærmere et konsekvens-perspektiv, og både b) Kvalitetsforringelse og d) Material som tapes må erstattes kan nærme seg dette. Metode e) fordeling er et slags forsøk på å finne en pragmatisk middelveg, som kan være enkelt gjennomførbar for noen typer produkter. For byggevarer med lang levetid kan det imidlertid i praksis være vanskelig å anslå hvor i produktkjeden man befinner seg, noe som er en forutsetning for å kunne fordele primær material-produksjon og avhending likt mellom første og siste produkt i verdikjeden Allokeringsprinsipper brukt i denne studien I denne studien har valg av metode blitt styrt av det overordnede analyseperspektivet. For allokering i prosesser med flere produkter er det brukt enten økonomisk allokering eller substitusjon. For allokering i resirkuleringskjeder og avfallsbehandling har vi brukt enten a) Avgensning (cut-off), eller allokering er unngått gjennom g) Substitusjon. Allokeringsvalg har forskjellige utslag for de ulike materialene i denne analysen; dette er nærmere forklart under.

30 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 29 Aluminium For aluminium er det svært stor forskjell mellom energibruken som kreves for å fremstille primæraluminium, kontra det som kreves for å smelte om skrap. Per i dag er det nok etterspørsel etter resirkulert aluminium til at alt tilgjengelig material blir brukt. (Rombach, Modaresi, & Müller, 2012). Det betyr at i et konsekvensperspektiv vil enhver ekstra bruk av aluminium føre til at det må produseres nytt primæraluminium. Andre forfattere har kommet til liknende konklusjoner gjennom å bruke andre metoder, som undersøkelse av priselastisiteter for skrapmetall (Frees, 2007). Frees anbefaler klart å tillegge gevinsten ved resirkulering av aluminium til den som gjør sekundært material tilgjengelig for resirkulering. I denne studien krediteres derfor redusert primærproduksjon til resirkuleringen, dvs. til den som tilgjengeliggjør skrap, og ikke til den som etterspør resirkulert material, substitusjon. Vi undersøker også hvordan resultatet av analysen varierer med a) Avgrensning (cut-off allokering), der resirkulert andel kommer «gratis», som er dagens praksis. Stål For stål gjelder de samme betraktningene som for aluminium, hvor dagens behov for konstruksjonsstål med høy grad av resirkulert metall overgår de mengdene skrap som finnes tilgjengelig på markedet. Materialstrømsanalyser (Pauliuk, Milford, Müller, & Allwood, 2013) viser hvordan dette bildet kan endre seg også for stål, men for dagens situasjon vil ekstra behov for stål i et konsekvensperspektiv måtte dekkes av primærproduksjon. Vi gjennomfører også analysen med a) avgrensing allokering, (resirkulert andel kommer «gratis»), som er dagens praksis. Betong For produksjon av betong er det flere steder hvor allokering er aktuelt. For betong med flyveaskeinnslag i sementen, har vi undersøkt markedet for flyveaske. Det har vært svært krevende å avklare om flyveaske er full utnyttet i dagens marked eller ikke, men via kommunikasjon med eksperter er det vår oppfatning at det mest sannsynlig ikke er slik. I et konsekvensperspektiv antas det derfor at etterspørsel etter flyveaskesement i stedet for vanlig sement, fører til en nedgang i produksjon av vanlig sement. Det vil si at «flyveaskegevinsten» allokeres til konsumenten av flyveaskesementen, i dette tilfellet betongkonstruksjonen. Denne antakelsen er usikker, og i det tilfellet det er mangel på flyveaske i markedet, vil miljøgevinsten av å etterspørre flyveaskesement være borte. Substitusjonsmetoden gir i dette tilfellet motsatt resultat fra tilfellet med aluminium og stål. I et regnskapsperspektiv er økonomisk allokering en aktuell tilnærming og vi har i dette tilfellet brukt prisen på kullkraft og prisen på flyveaske, til å allokere kullforbrenningsutslipp til flyveasken. Ved cut-off allokering kommer flyveasken gratis og gevinsten tilfaller brukeren av sementen. I prosessen som representerer produksjonen av klinker (fra Ecoinvent) brukes det også avfall som energiinnsats (ca. 30%). Vi har antatt at det er overskudd på forbrenningskapasitet i det norske/skandinaviske markedet, og at det er «mangel» på avfall. I et konsekvensperspektiv har vi allokert alle utslippene fra å brenne avfallet i klinker-ovnen til klinkerproduktet i seg selv, og ikke til «avfallsdestruksjon», siden store deler av avfallet er energiråvarer som spillolje og andre energirike brensler, og vi antar at marginalvirkningen på innfyrt energi er omtrent lik som for dette avfallet (metode g)). For økonomisk allokering er det vanskelig å få gode estimater på verdien av avfallsbehandling versus verdien av energi. I tilfellet med avfall i klinkerovnen har vi her

31 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 30 antatt en verdi for varmen som null, sammenliknet med verdien fra avfallsforbrenning. Denne allokeringen blir da identisk med a) cut-off allokering (som er dagens praksis). Tre For tre er allokering aktuelt for å fordele innsatsfaktorer mellom produktene i sagbruket, i tillegg til allokering i avfallsbehandling ved EOL. I sagbruket produseres det både materialprodukter og flis. I denne studien har vi allokert utslippene fra produksjonen basert på økonomisk verdi for produktene. Dette har vi brukt både i analysene av dagens praksis, under et «regnskapsperspektiv» og i et konsekvensperspektiv. Effekten av å ikke inkludere en mer raffinert markedsundersøkelse for marginaleffekten av å etterspørre mer trevirke, er antatt å være relativt liten. Dette er fordi man for avfallsbehandling av tre antar at varme fra flis erstatter naturgass. Netto klimaeffekt vil derfor være begrenset. Ved EOL er det antatt at treverk brennes med energigjenvinning. For konsekvensperspektivet er det antatt at substitusjonseffekten av dette er at naturgassfyring erstattes. Det inkluderes også cut-off allokering for å imitere det som er mest vanlig praksis i dag. I praksis beregnes det da ikke noen gevinst av varmeproduksjon om 60 år. Det er to aspekter som kompliserer allokeringsbildet for treprodukter. For det første kan det argumenteres for at ved økonomisk allokering så er verdien på materialer den drivende kraften for å drifte skogen. Dermed kan det også argumenteres med at opptaket av CO 2 skal allokeres i henhold til økonomisk verdi, på lik linje med alle andre innsatsfaktorer og utslipp oppstrøms i systemet. En av årsakene til at dette ikke er inkludert i dagens praksis, er sannsynligvis at man så åpenbart bryter massebalansen, og delvis fordi skogen sees på som «natur» og ikke en «treproduksjonsmaskin». Brudd på masse- og energibalanser er for øvrig et problem ved all allokering. For det andre kan det også argumenteres for at sagflis ut fra sagbruket er avfall fra materialproduksjon, og at utslippene fra avfallsforbrenningen allokeres til materialproduktene etter den valgte allokeringsmetoden. Ved cut-off allokering vil da alle utslippene fra denne forbrenningen (men også alt opptaket av CO 2 oppstrøms) allokeres til materialproduktet. Ved økonomisk allokering vil noe allokeres til materialene, mens noe vil allokeres til varmeproduksjonen. Vi har imidlertid ikke behandlet problemstillingen på denne måten i analysen, men har sett på flis som et koprodukt på linje med materialer. 4.4 Utslippsintensiteter for energibruk En av de mest dominerende årsakene til globale klimautslipp er produksjon av elektrisk kraft gjennom forbrenning av fossile brensler i kraftverk. Elektrisitet produseres forskjellig i ulike deler av verden, avhengig av hvilke ressurser og forutsetninger som finnes i regionen. For Norge sin del har elektrisitet stort sett blitt produsert fra vannkraft. Brorparten av all innenlands elektrisitet produseres på denne måten, med bare minimale bidrag fra andre teknologier. Utbygging av kraftoverføringskabler med utlandet har imidlertid gjort Norge integrert med andre land sine kraftsystem, slik at vi både kan eksportere og importere strøm, avhengig av hvordan prisene og kostnadene for kraft svinger. Dette gjør at det å konsumere 1kwh strøm i Norge, ikke umiddelbart kan sies å være knyttet til produksjon av 1 kwh vannkraft. Snittet over året vil noen av denne kraften være basert på kull, kjernekraft, olje- eller gass gjennom importert kraft fra andre land.

32 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 31 Norge er tettest integrert med sine skandinaviske naboland, men har også overføringskabler til andre europeiske land, som Nederland, og nye kabler under planlegging. Disse aspektene har ført til at det i Norge i dag benyttes flere ulike elektrisitetsmikser i miljøberegninger: Det mest vanlige er per dags dato å anta integrasjonen med de nordiske nabolandene (ex. Island) er såpass sterk, at man kan se på dette området som en gjennomsnittsmiks som man henter strøm fra. En annen tilnærming er å bruke nasjonal produksjonsmiks, supplert med importstatistikk fra ulike land. Det er denne tilnærmingen som per i dag brukes i det Norske EPD-systemet (selv om dette også åpner for bruk av såkalte opprinnelsesgarantier som et alternativ). En tredje tilnærming er å gjøre ulike former for marginalbetraktning eller analyse for å fastslå hva som er marginal elektrisitetsmiks på kort eller lang sikt. Siden energiplanlegging stort sett er nasjonalt anliggende, vil en marginalmiks for eksempel kunne basere seg på planlagt utvikling i tilførsel av energi de neste tiårene. Dette kan være utfasing av eksisterende teknologi, bygging av nye kraftverk, eller bygging av kabler for utveksling med utlandet. Noen lager også utviklingsbaner for utviklingen i utslippsintensitet, basert på ulike antakelser om fremtidig utbygging og utfasing av kraft. Zero Emission Buildings (ZEB) bruker for eksempel en faktor for elektrisitet som forutsetter at utslippsintensiteten for produksjon av el i Europa vil reduseres til nær 0 i løpet av de neste 40 år. Generelt kan man si at grunnen til at strømmiks har blitt et omdiskutert tema, er fordi denne innsatsfaktoren, i tillegg til å være volummessig betydelig i seg selv, har så stor forskjell i utslippsintensitet mellom regioner. Det er også ekstra tydelig at for denne varen vil en marginal reduksjon eller økning i bruken, ha andre miljøkonsekvenser enn det som gjenspeiles i gjennomsnittsmiksen. Med dette som bakgrunn lages det ofte «ad-hoc» -konsekvensorienterte tilpasninger innenfor dagens praksis for miljøberegninger, siden det er relativt vanlig å argumentere for å bruke en eller annen form for marginalbetraktning for elektrisitetsmiks. Dette skjer uten at man nødvendigvis kaller vurderingen for en konsekvensorientert analyse, og uten til at en slik justering gjøres for andre innsatsfaktorer. Et tilleggsmoment ved betraktninger rundt utslippsintensiteter for strøm, er hvorvidt man i miljøvurderinger skal ta hensyn til at det selges såkalte «opprinnelsesgarantier» for elektrisitet. En opprinnelsesgaranti for strøm er et papir som kan handles 100% uavhengig av den fysiske kraftoverføringen. Papiret garanterer kjøperen at det er produsert en gitt mengde fornybar elektrisk strøm, et gitt sted i verden 15. Fra enkelte hold argumenteres det for at kjøpere av disse papirene skal kunne regne utslipp fra elektrisitet ved den aktuelle teknologien sin utslippsintensitet, mens andre forbrukere av kraft må basere seg på en beregnet «restmiks» hvor den fornybare kraften er trukket ut. Etter en meget lang tautrekking 15 Det er imidlertid ikke noe krav til addisjonalitet (det vil si at det faktisk bygges ut mer fornybar kraft.) for denne strømmen, noe som gjør at kraft fra eksisterende vannkraft dominerer markedet. Man har ikke klart å påvise at ordningen fører til mer utbygging av kraft. Det er heller ikke slik at alle som bruker kraft beregner sine fotavtrykk. Derfor er det sannsynlig at ved å bruke opprinnelsesgarantibaserte utslippsfaktorer, vil en relativt større andel av utslippene fra elektrisitetsproduksjon ikke bli telt med. Disse aspektene, sammen med at det ikke kreves noen kausal sammenheng mellom produsert kraft og (sannsynliggjort gjennom integrasjon i samme regional nettverk eller kraftflytsanalyser) og kjøp av garantien, gjør at ordningen ikke har oppnådd den utbredelsen og popularitet som aktører i systemet hadde håpet. Vi mener det ikke er grunnlag for å inkludere dette i klimaberegningene, hverken i et regnskapsperspektiv, eller i et konsekvens-perspektiv.

33 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 32 besluttet den såkalte GHG-protokollen 16 å introdusere såkalt «dual reporting» 17 i sin spesifikasjon for hvordan man skal regne utslipp fra strøm. Bruk av opprinnelsesgarantier er ikke en del av parameterne som vi varierer i denne analysen, men utslaget av å gjøre det ville sannsynligvis ikke være veldig forskjellig fra variasjonen i bruk av norsk miks versus EUmiks Faktorer for energi brukt i denne studien El-miks Elektrisitet som innsatsfaktor er aktuell både i driftsfasen av et bygg, eller som input til materialproduksjon. I denne studien sammenlikner vi produkter med ingen energibruk i driftsfasen, og derfor er det kun elektrisitet brukt i materialfremstillingen som er endret. I utslippsmodellen som er laget, er det mulig å endre på elektrisitetsmiksen for alle prosesser som vi har modellert spesifikt (som selve materialfremstillingen), for hele systemet. Det brukes en norsk miks fra (inkludert import), og en EU27-miks fra 2011 som to varianter av elmiksen, som er antatt å illustrere henholdsvis gjennomsnittlig og marginal kraftmiks. Antakelsen om dagens EU-miks som representativ for marginalmiks er fundert i en antakelse om at økt kapasitet i energisystemet i fremtiden, dekkes av nye kraftutvekslingskabler til utlandet, og at 1 kwh spart/brukt vil påvirke mengden kraft som produseres i den regionen vi handler mest med. Sannsynligvis vil enkelte teknologier påvirkes mer enn andre, men det har ikke vært rom for mer detaljerte betraktninger rundt dette i studien. For bruk i denne studien regnes EU-miksen som en grei tilnærming. Fjernvarme Tilsvarende betraktninger som for elektrisitet er gyldige også for fjernvarme, om enn i en mindre skala. Det er mange uavhengige fjernvarmenett i Norge. Disse baserer seg på varierende typer energi-innsatsvarer, fra varme fra avfallsforbrenning til elektrisitet, olje, varmepumper, flis, gass, industriell spillvarme eller annet. For å holde kompleksiteten i beregningen og antallet mulige kombinasjoner nede, har vi ikke valgt å se nærmere på fjernvarmesystemet, men det er lagt inn en antakelse om at varme fra forbrenning av trevirke i EOL, erstatter naturgassfyring, under et konsekvensorientert perspektiv. For produksjon av sement (klinker), er bruk av avfall som innsatsfaktor i produksjonen aktuelt. Et spørsmål som da melder seg er om hvorvidt utslippene som kommer fra å brenne dette avfallet «hører til» avfallsdestruksjons-funksjonen, sement (klinker)-produksjonen, eller en kombinasjon av disse? Dette representerer egentlig et allokeringsproblem, som kan behandles på like linje med andre allokeringer i systemet. Det håndteres derfor som dette i denne rapporten og er omtalt under betong i kapittel Tidsperspektivet for utslippene Tidshorisonten man måler klimaeffekten over er vesentlig for resultatet av beregninger. IPCC publiserer faktorer for både 20-, 100- og 500 års tidshorisont, men i prinsippet kan klimaeffekten måles over en hvilken som helst periode. Utslipp (evt. opptak) som skjer på forskjellige tidspunkt, har videre ulik klimaeffekt under en gitt tidshorisont for evaluering av klimaeffekten, og dette kan gi forskjellig utslag for ulike materialer. Det er spesielt aktuelt i kapittelet om klimaeffekten fra biobaserte materialer, men Både kraft basert på fysisk miks, og basert på opprinnelsesgarantier

34 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 33 påvirker også hvordan fremtidige utslipp (eller opptak) fra avfallsbehandlingsprosesser og eventuelle substitusjonsgevinster i fremtiden, evalueres. Tid har også betydning for forhold som ligger utenfor byggsektoren, slik som utvikling av utslippsfaktor for ulike energiforsyningsløsninger (se kap 4.4). To andre tidsrelaterte temaer er kumulert strålingsintensitet i atmosfæren, og samfunnsmessige fordeler av tidlige tiltak for utslippsreduksjoner, se egne avsnitt under. Kumulert strålingsintensitet etter utslipp er direkte knyttet til de atmosfæriske prosessene ved global oppvarming, mens samfunnsmessige fordeler av tidlige tiltak knyttes til politiske og økonomiske implikasjoner av å utsette tiltak. Til tross for ulik innfallsport til temaet, er implikasjonene at utslipp eller utslippsreduksjoner i dag er av større betydning enn utslipp eller utslippsreduksjoner i morgen. Og dess kortere tidshorisont klimaeffektene vurderes over, dess høyere blir effekten av når utslippene skjer. Betraktninger rundt tidshorisonten man måler miljøpåvirkninger over er for øvrig ikke noe nytt diskusjonstema i LCA (Yuan, Wang, Zhai, & Yang, 2015), men foreløpig mangler konsensus om metodene Kumulert strålingsintensitet Tidsaspektet i miljøberegninger knyttes til to delvis uavhengige hendelser; nemlig tidspunktet for selve utslippet eller intervensjonen, og tidsperioden som effekten av dette utslippet blir målt på/over. Klimagassutslipp tynnes ut i atmosfæren over tid, og derfor vil strålingsintensiteten (W/m²) avta. Diagrammet under viser kumulert strålingsintensitet etter utslipp i år 0, år 25 og år 50 sett i et 100 års perspektiv. I år null vil utslipp (pulse 1) ha den høyeste kumulerte strålingsintensiteten fordi virkningen av pulsen varer over hele tidshorisonten på 100 år. Utslipp i år 50 (pulse 3, stiplet linje) har den laveste verdien fordi strålingspådrivet av pulsen bare regnes for de siste 50 år. Figur 15: Kurver for strålingsintensitet i atmosfæren etter utslipp (Salazar & Bergman, 2013). 18 En annen variabel som ikke behandles er hvilke type mål på klimapåvirkning som man bruker. «Globalt oppvarmingspotensial» (GWP) er mest brukt, men det finnes også andre typer indikatorer for klimapåvirkning, som for eksempel «globalt temperaturendringspotensial» (GTP). Se f.eks (Peters, Aamaas, T. Lund, Solli, & Fuglestvedt, 2011) for eksempler på bruk av ulike indikatorer for LCA av transport. I denne studien har vi begrenset oss til GWP, siden dette er den desidert mest brukte indikatoren.

35 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 34 Livsløpsvurderinger som tar med seg tidsperioden kalles dynamisk LCA. Prinsippet bak dynamisk LCA er at man, i likhet med det økonomiske begrepet nåverdi, genererer en enkelt verdi der fremtidige negative og positive virkninger tilbakeføres til år null (Salazar & Bergman, 2013). En dynamisk LCA kan f.eks. gi mulighet til å reflektere verdien av karbonopptak i treprodukter i forhold til levetid på produktene og rotasjonstid på skogen. Det kan også gi et nyansert bilde av de ulike klimagassenes (karbondioksid, metan osv.) påvirkning; ettersom de ulike klimagassene tynnes ut i atmosfæren med ulik hastighet, vil de ha ulik effekt for oppvarming over tid Samfunnsøkonomiske fordeler av tidlige tiltak En statisk LCA tilnærming derimot inkluderer utslipp uansett når klimagasser slippes ut eller fjernes fra atmosfæren. En slik statisk karakterisering av virkning gjør dermed lite for å synliggjøre det alvorlige budskapet som nå er anerkjent av mange klimaforskere; utslippsreduksjoner haster. IPCCs femte hovedrapport (2013) understreker betydningen av tidlig utslipps-reduksjoner. Tidlige tiltak er nødvendige for å begrense temperatureffekten av de globale utslippene over tid, og trolig vil utsetting av tiltak føre til at de langsiktige, lave temperaturmålene faller utenfor rekkevidde. Det kan senere bli umulig å gjennomføre de teknologiske og politiske snuoperasjonene som skal til for å holde seg innen 2 graders målet (Kallbekken og Rive 2005) 19 Dessuten er det usikkerheter knyttet til om man på et tidspunkt kan passere et «tipping point», der klimaendringer vil eskalere. Stern-rapporten (Stern, 2006) pekte på de økonomiske implikasjonene av å utsette tiltak, og hevdet at kostnaden for tiltak øker for hvert år som tiltaket utsettes. Ifølge denne tankegangen blir det samfunnsøkonomisk svært lønnsomt å investere i klimagassreduserende tiltak i dag framfor å utsette tiltakene til i morgen. Disse konklusjonene er av spesiell interesse for byggebransjen, ettersom de ulike tiltakene for klimagassreduksjoner strekker seg over hele byggets levetid som kan være år. For å synliggjøre fordelen med tidlige utslippsreduksjoner i en LCA, kan utslipp i år 0 vektes tyngre enn utslipp fram i tid. En slik diskontering av utslipp som skjer i framtiden følger logikken for diskontering av økonomiske kostnader i en livssykluskostnadsanalyse (LCC). Avhengig av diskonteringsrente, vil det kunne få store konsekvenser for vurdering av effekten av ulike tiltak. F.eks. vil et energieffektiviseringstiltak som krever en miljømessig «investering» i år 0 måles opp mot energi spart i år Verdien av energien som spares i år 60 blir da vesentlig redusert. En form for diskontering av miljøbelastninger vil generelt gjøre LCA og LCC metodene mer kompatible. ZEB-rapporten A Norwegian ZEB-definition embodied emission (Kristjansdottir et al., 2014) diskuterer relevans og prinsipper for miljømessig diskontering, og anbefaler å gå videre med analyser av problemstillingen. Oppsummert kan man si at det er ulike grunner til å diskontere framtidige miljøbelastninger, enten diskonteringen er basert på en forståelse av fysisk klimapåvirkning innen en gitt tidshorisont, eller samfunnsøkonomiske betraktninger. Konsekvensen er i begge tilfelle at både utslipp og utslippsreduksjoner blir viktigere i dag, enn på et gitt tidspunkt i fremtiden. En innføring av diskontering av miljøbelastninger i LCA vil kunne får store konsekvenser for vurderinger av materialtiltak kontra vurderinger av tiltak for energieffektivisering. 19

36 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer Tidsperspektivet i denne studien I denne studien får tidsaspektet påvirkning hovedsakelig gjennom følgende differensieringer: Utslipp fra bygging skjer i år 0. Utslipp fra EOL skjer i år 60 Vi differensierer klimaeffekten (GWP) for utslipp som skjer på ulike tidspunkt, under tidshorisonter på 20, 100 og 500 år. Gjenvekst av biomasse skjer etter en egen vekstkurve for det aktuelle treslaget, innbakt i GWP bio-faktorer publisert i litteraturen (Guest, Bright, Cherubini, & Strømman, 2013), se kap 4.6. Klimaeffekten av dette er bakt inn i en enkeltfaktor som er tilpasset det aktuelle treslaget og en gitt tid med midlertidig lagring. I tillegg kunne man tenkt seg at det ble laget scenarioer for teknologiutvikling, som ble lagt til grunn for aktivitet ved EOL om 60 år. Dette har vi ikke gjort, men problematikken diskuteres i forbindelse med hvordan substitusjonseffekter behandles under et «konsekvensperspektiv» i et fremtidig marked. Det som i dagens marked er gevinster fra å levere skrap til gjenvinning, eller varme fra forbrenning, trenger ikke være det om 60 år. Tidshorisonten som klimaeffekten vurderes over kan varieres, men i denne studien har vi fokusert hovedsakelig på den mest brukte tidshorisonten på 100 år. Jo lenger tidshorisont klimaeffektene vurderes over, jo mindre blir effekten av når utslippene skjer. I vedlegget er resultater for tidshorisonter på henholdsvis 20-, og 500 år inkludert. I praksis betyr dette at det for utslipp i år null benyttes de samme faktorene som IPCC benytter for ulike klimagasser, mens det for utslipp i år 60 benyttes lavere faktorer basert på verdier fra litteraturen. For utslipp av biogent CO 2 er faktorene justert for gjenvekst og treslag. De ulike faktorene som er brukt, er gjengitt i Tabell Klimapåvirkning fra biobaserte materialer (biogent karbon) Den globale massebalansen for karbon er kompleks. På et overordnet nivå er det 3 typer utveksling mellom karbonbinding på kloden og CO 2 i atmosfæren, se Figur 16. Figur 16: Global utveksling av CO2 med atmosfæren (Gt/år) i perioden (Vogtländer, Velden, & Lugt, 2014) Klimaeffekten fra bruk og forbrenning av biobaserte materialer har flere sider. En side er den rent beregningstekniske delen, som går på hvordan man kvantifiserer de fysiske strømmene mellom teknosfæren og naturen, og hvordan man fordeler utslippene mellom produkter i teknosfæren. Dette gjelder blant annet hvordan man behandler og allokerer CO 2-opptak i vekstfasen til trærne. Man har den fysiske effekten av at utslipp og opptak av CO 2 ofte skjer på ulike tidspunkt, og hvilken tidshorisont man måler klimaeffekt over. Ulike metoder er utviklet for å ta hensyn til dette (Guest et al., 2013). I tillegg kan man vurdere alternativ bruk av skogsarealer.

37 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer Karbonbinding i treprodukter Tre, og alt annet plantemateriale, binder karbondioksid (CO 2) i vekstfasen, og fungerer dermed som karbonreservoar inntil materialet brenner eller dekomponeres på annet vis. Så mye som ca. 1,8 kg CO 2 transformeres og lagres i 1 kg tørt trevirke. Ettersom denne mengden karbon som regel overgår belastninger knyttet til utslipp fra produksjon, transport, bruksfase og avhending, er det åpenbart at idet karbonbinding hensyntas i vurderingen av trematerialer, vil det spille en betydelig rolle. Treprodukter som bidrar til å forsinke forbrenning (f.eks i bygg), kan dermed betraktes som en form for karbonfangst (Tonn & Marland, 2007), (Guest et al., 2013). Figur 17: Prinsipp for karbonlagring i tre. (Illustrasjon; Mie Fuglseth 2014) Dagens praksis når det gjelder klimaeffekter av byggevarer, er imidlertid stort sett å ignorere opptak/utslipp av biogent CO 2, under en implisitt antakelse om at disse er like store, og at «bærekraftig skogbruk» opprettholder en «nøytral» karbonbalanse. Dette kan enten være en antakelse om at «treet har tatt opp x kg CO 2 de siste 100 år» 20, eller at man antar at det fremtidige opptaket i nyplantet skog vil være likt som den mengden biomasse som blir fjernet. FNs Klimakonvensjon (UNFCCC) har i mange år diskutert karbonlagring i treprodukter (Harvested Wood Products, HWPs) som et mulig klimatiltak. I Durban 2011-møtet ble det besluttet å inkludere HWPs i nasjonal rapportering fra 2015 (FCCC 2012). Lagring av karbon i treprodukter kan inngå i et nasjonalt regnskap bare dersom landet kan dokumentere at eksisterende lagre av langsiktig skog ikke reduseres. 20 Som i praksis vil si at skognæringen sitter på en stor mengde «negative utslipp» i dag.

38 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 37 Figur 18: Prinsipp for karbonlagring i bygg. (Kilde; EPD-Norge har nylig (2015) begynt å inkludere karbonopptak i trevirke, innenfor et regnskapsperspektiv. Tidligere ble allokering av utslipp gjort basert på fastkubikkvolumet, men de nye standardene for EPD krever at dette blir gjort etter den økonomiske verdien disse produktene har. Dette fører til at miljøbelastningen fra produktene skurlast, konstruksjons-virke, interiørpanel og kledning blir høyere enn tidligere, mens flis til sponplater og papir får en lavere miljøbelastning 21. Det er viktig å merke seg at dagens EPDpraksis ikke allokerer opptaket av CO 2 i vekstfasen på bakgrunn av økonomisk verdi, men på bakgrunn av karboninnhold i produktene, som i praksis er det samme som vekt. Dagens praksis bruker dermed to forskjellige allokeringsprinsipper på samme produksjonsprosess Karbonbinding i skog I Norge er kriteriet om at eksisterende lagre av langsiktig skog ikke reduseres overoppfylt, ettersom den årlige tilveksten av skog er ca. tre ganger den årlige avvirking. Selv om ikke skogarealet øker, så har volumet i skogen økt med nær 60 prosent siden 1990, se Figur Treteknisk Informasjon nr

39 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 38 Figur 19: Tilvekst i Norsk skog Skog (og annen vegetasjon) både binder og frigir CO 2, men det er store forskjeller mellom verdens skogsområder på netto flux. Generelt er det tilvekst av boreal skog i Europa og Nord-Amerika og av bambus i Kina, mens avskoging er knyttet til i sub-tropiske og tropiske områder i Asia, Afrika og Sør-Amerika. Kreditering av karbonlagring i produkter fra disse ulike typene skog vil derfor ha motsatt effekt. Bruk av treprodukter som stammer fra boreal skog (samt bambus) vil kunne stimulere gjenplanting og utvidelser i disse skogsområdene, og dermed gi netto karbonbinding, mens bruk av treprodukter som stammer fra tropisk og sub-tropisk skog vil bidra til ytterligere avskoging (Vogtländer et al., 2014). Karbonbalansen i skogen avhenger av type jord og vegetasjon. Det er også store mengder karbon bundet i humus og mineraljord, og ved avvirking av tømmer vil deler av karbonlageret i jorda frigis. Det er generelt stor usikkerhet om hvordan skogen vil akkumulere karbon hvis den får stå etter at den når hogstmoden alder (se for eksempel Helin, Sokka, Soimakallio, Pingoud, & Pajula, 2013; Werner, Taverna, Hofer, Thürig, & Kaufmann, 2010). Utslippsscenarier for alternativ bruk av skogen som avviker fra gjenvekst med samme karbonopptak, kan være aktuelle i konsekvensorienterte analyser. Det har i livsløpsvurderinger til nå vært vanlig å anta at biobrensel er klimanøytralt over livsløpet. Utgangspunktet for denne betraktningen er at utslippet skjer umiddelbart etter hogst og at det dermed ikke regnes som utslipp senere. En nylig publisert studie av klimaeffekter fra å bruke norsk skog som energi, ble det imidlertid laget alternativscenarier hvor skogen fikk lov å fortsette å vokse og akkumulere karbon, som alternativ til å bli brukt til energiformål. Resultatet var at bruk av skog til bioenergi fremstår som et dårlig klimatiltak i et hundreårsperspektiv 22. Denne studien inkluderte både alternativ for skogsdriften (påvirker «karbonregnskapet») og effekten av at utslipp og opptak av CO 2 har forskjellig effekt når det skjer på ulike tidspunkt, spesielt i korte tidsperspektiv (påvirker klimaeffekten målt i CO 2- ekvivalenter (ekv). for en gitt tidshorisont). I arbeidet for å redusere klimagassutslipp, diskuteres aktiv skogforvaltning for maksimalt klimautbytte. En stor økning i skogplanting vil imidlertid kunne ha negative effekter på artsmangfoldet (biodiversiteten). Høsting av skogavfall og tynning av ung skog er andre tiltak som i større grad går hånd i hånd med en helhetlig skjøtsel som både ivaretar behovet for biodiversitet så vel som intensivering av karbonopptak. En differensiert skogsdrift med økt 22

40 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 39 tynningsaktivitet kan resultere i jevn tilvekst samtidig med bevaring av et høyt stående karbonlager i skogen 23. Arealbruksendringer har også implikasjoner for tema som ikke direkte er knyttet til karbonsyklusen; biodiversitet og albedo effekt (se kap 4.8) Behandling av biogent karbon i denne studien I denne studien undersøker vi konsekvensene av å inkludere biogent karbon ved å bruke faktorer fra studien til (Guest et al., 2013). Denne metoden bruker forøvrig også vekstkurven for det aktuelle treslaget frem til hogsttidspunktet som anslag for fremtidig opptak av CO 2 på samme areal. For lagring i andre tidsperioder enn det som er undersøkt i artikkelen, har vi gjort en interpolering som en tilnærming. Årsaken til at det ikke inkluderes alternativscenarioer (trærne får fortsette å vokse og akkumulere karbon), er at det er stor usikkerhet rundt hvor stor denne akkumulasjonen i realiteten er. Det kan også stilles spørsmålstegn ved om skogen i like stor grad kan brukes til materialformål ved forsinket hogst. En annen tilnærming som vi også undersøker er å telle med opptak i råvareproduksjon, og tilsvarende utslipp ved forbrenning ved bruk som biobrensel eller i EOL-fasen. Som regel gjøres det ikke noen tidsdifferensiering av klimaeffekten for opptak/utslipp, og selv om man får splittet opp utslipp og opptak på to ulike prosesser, så brukes den samme antakelsen om «nøytral» skogsdrift, slik at effekten er mer eller mindre den samme som å ignorere opptak/utslipp. Det er denne siste metoden som er dagens praksis for EPD av trebaserte byggevarer. Miljøbelastningen fra skogbruk, tømmertransport og sagbruk kan som for alle prosesser med flere produkter fordeles mellom trelasten og de ulike biproduktene gjennom allokering. 23

41 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 40 Tabell 1: Benyttede verdier for klimapåvirkning av CO2-utlipp av fossil og biogen opprinnelse (100 års rotasjonstid). Inkludert verdier for utslipp om 60 år. kg CO2 ekv / kg 20 år, uten biogent karbon 20 år, IPCC metode (standard) 20 år, med tidseffekt 20 år, med tidseffekt (netto) CO2, biogenic 0 1 2,31 a 1,31 CO2, in air d 0 kg CO2 ekv / kg 500 år, uten biogent karbon 500 år, IPCC metode (standard) 500 år, med tidseffekt 500 år, med tidseffekt (netto) CO2, biogenic 0 1 1,08 a 0,08 CO2, fossil, i år ,9125 b 0,9125 CO2, biogent, i år ,97 c -0,03 CO2, in air d 0 kg CO2 ekv / kg 100 år, uten biogent karbon 100 år, IPCC metode (standard) 100 år, med tidseffekt 100 år, med tidseffekt (netto) CO2, biogenic 0 1 1,61 a 0,61 CO2, fossil, i år ,5049 b 0,5049 CO2, biogent, i år ,07 c 0,07 CO2, in air d 0 a Fra (Guest et al., 2013) og lagt til 1 av presentasjonstekniske årsaker. b Hentet fra DynCO2-software utviklet av Ciraig ( c Interpolert fra (Guest et al., 2013) for 60 år lagring, og lagt til +1 av presentasjonstekniske grunner. På samme måte er opptaket registrert med -1, så nettoen er null og har ingen påvirkning på totalresultatet. d Satt til -1 av presentasjonstekniske grunner 4.7 Karbonatisering i betong Ved framstilling av sement og kalk, frigjøres CO 2 som del av den kjemiske kalsineringsprosessen. I tillegg knyttes CO 2-utslipp til energibruken som kreves i prosessen. Ca halvparten av de totale klimagassbelastningene som er knyttet til framstilling av betong, stammer fra de kjemiske utslippene. En del av karbonet som er frigitt kjemisk, kan senere tas opp igjen i betongen gjennom såkalt karbonatisering. Karbonatisering i betong regnes tradisjonelt som uønsket fordi prosessen tærer på stålarmeringen som vanligvis er innstøpt, og fører til redusert levetid for konstruksjoner. Imidlertid, ettersom prosessen binder karbon som hentes fra CO 2 i luft, blir den også fremhevet som en miljøfordel over livssyklusen. Se f.eks. rapporter fra Sintef Byggforsk; (Engelsen, Fossdal, & Wærp, 2007) (Engelsen, Mehus, Pade, & Sæther, 2005), Østfoldforskning (Lyng & Vold, 2011), (Lyng, 2014) og Grønn materialguide (Bramslev & Hagen, 2015). Hvor mye karbon fra luften som reagerer med betongkonstruksjoner over levetiden avhenger av materialsammensetning i betongen og luft-eksponering (Pade & Guimaraes, 2007). Det er først når betong knuses til mindre partikler i etterbruksfasen at lufttilgangen kan bli tilstrekkelig for at effekten kan ha en praktisk betydning. For å oppnå sitt fulle potensial må den knuste betongen spres utover slik at alle partikler er eksponert for luft. Om lag 40% av

42 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 41 den CO 2 som slippes ut i kalsineringsprosessen under produksjonen av sement kan da potensielt absorberes, mens for den mer porøse kalken kan det maksimale opptaket være 75% til 80%. (Nordby & Shea, 2013). I Grønn materialguide (Bramslev & Hagen, 2015) er effekten av karbonatisering avslått til mellom 5 og 20% av CO 2 som ble sluppet ut i sementproduksjonen. For at karbonatisering skal kunne regnes som en miljømessig gunstig, er det altså en forutsetning at betongen knuses i etterbruksfasen og at partiklene ligger spredt slik at partiklene har god lufttilgang. Begge disse forutsetningene bør diskuteres. Knust betong brukes gjerne som bærelag for veier osv., og erstatter ny grus. Oksygentilgangen er da ansett å være begrenset ettersom betongen dekkes til med et kjørelag. Videre er knusing av betong i seg selv en energikrevende prosess, og man kan stille spørsmålstegn ved om denne formen for etterbruk har miljøfordeler. Ifølge en ny rapport fra den danske Miljøstyrelsen (Juel-hansen, 2015), er miljøbelastningen ved knusing av betong faktisk høyere enn framstilling av ny grus Karbonatisering i denne studien I denne studien inkluderes karbonatisering i betong ved EOL for betong med 15% av CO 2 som slapp ut i forbindelse med kjemiske prosesser i klinkerproduksjonen. 4.8 Geografiske aspekter knyttet til effekten av utslipp Miljø-ødeleggende utslipp kan ha ulike konsekvenser, avhengig av hvor utslippene skjer. For eksempel kan forsurende utslipp ha alvorligere virkning i en region som er sensitiv til forsuring, enn i en ikke-sensitiv region. Klimagassutslipp er i større grad en global problemstilling, og utslippene har tilnærmet lik effekt uavhengig av hvor på kloden de oppstår. Imidlertid, når det gjelder et foreslått tiltak for å unngå overoppheting gjennom å øke tilbakestråling gjennom overflatefarge (albedo-effekt), vil geografiske forskjeller kunne spille en rolle. Lyse/ hvite/ snødekte områder reflekterer stråling tilbake til verdensrommet, og hindrer oppvarming i atmosfæren. Dette vurderes som gunstig for å bremse klimaendringer. Mørke/asfalterte flater og sot på snø vurderes tilsvarende som negativt. Dermed blir det et større poeng å hindre partikkelforurensning/ sot i områder som vanligvis er snødekte, enn i andre områder. Samlet sett vurderes geografiske ulikheter som mindre relevant når det kommer til konsekvens for typiske byggematerialer, og dette er derfor ikke medtatt som et rammeverk i de sammenlignende analysene.

43 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 42 5 RESULTATER OG DISKUSJON For å diskutere konsekvenser av ulike valg når det gjelder systemgrenser, har vi gjennomført sammenlignende analyser av 4 ulike konstruksjonsmaterialer. Vi har da tatt utgangspunkt i søyle/drager bæresystemer for; Tre Betong Stål Aluminium Hver av de 4 materialene er satt opp i to ulike løsningsforslag. For tre er det regnet på både limtre og på fagverk i heltre med stålbraketter. For betong er det ett alternativ i lavkarbonbetong, og for stål/ aluminium er det alternativer med ulik andel resirkulert materiale. Det er videre gjort analyser med ulike variabler knyttet til allokeringsmetoder, energifaktorer og tidshorisont. 5.1 De analyserte konstruksjonene Vi har valgt bæresystem som funksjon, og 1 m2-år med konstruktiv bæring som funksjonell enhet. Ettersom alle de valgte materialtypene brukes konstruktivt, gjør dette at man kan vurdere dem i relativt «rene» bygningsdeler. Treteknisk gjorde en tilsvarende studie i 1990 (Norwegian Institute of Wood Technology, 1990), men uten at vi kjenner bakgrunnsdataene. Vi har derfor kvalitetssikret oppsettet gjennom å la en byggteknisk ingeniør (RIB) regne ut nødvendige materialmengder for funksjonelt ekvivalente løsninger. Et areal på 6x20 m er forutsatt overdekket, og beregningene viser hvor mange kg av hvert materiale (primærmateriale + evt. hjelpemateriale) som går med per kvm overdekket areal. Nedenfor ses plan og snitt og avstander og høyder som det skal dimensjoneres etter. Yttertaket er tenkt utformet som lett-takselement, og egenlast er beregnet i forhold til dette. Figur 20: Forutsetninger for lastberegninger

44 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 43 Snølast Snølast er fastsatt i henhold til NS pkt.5.2 og Tabell NA4.4.1(901). Karakteristisk snølast i Oslo 0-151m over havet Sk,0 = 3,5kN/m². Formfaktor µ1=0,8 (NS pkt.0,8 S = µsk,0 = 0,8 3,5=2,8kN/m2 Rammene står med en avstand på 6 meter. Dette medfører at vi følgende linjelast fra snø på rammen S=2,8 6m2=8,4kN/m Egenlast Egenlast fra konstruksjonen medtas i beregningene. Påført egenlast; I henhold til tegninger er egenvekt av yttertaket fastsatt til g=1,0kn/m2 Rammene står med en avstand på 6 meter. Dette medfører at vi følgende linjelast fra egenlast på rammen g=1,0 6m2=3,0kN/m

45 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer Konstruksjonsalternativer Gjennomgangen fra RIB resulterte i ulike «oppskrifter» for konstruksjonene, utført i hvert materiale. Også innen hver materialtype ble det laget alternative konstruksjoner. Tabell 2 oppsummerer sammensetningen av de ulike alternativene. Figurer på høyre side i tabellene under er fra studien som først beskrev konstruksjonene vi har valgt å vurdere (Norwegian Institute of Wood Technology, 1990). Tabell 2: De ulike alternative søyle/drager-konstruksjonene med angitt materialbruk Limtre Trekvalitet, limtre Limtre, Saltaksbjelke, 180*( ) Limtre, søyle, 540x140, lengde 6 m Sum, limtre GL30c 3,42 m3/ bjelke 0,45 m3/ 6 m søyle 8,65 m3 Fagverk i tre med stålbraketter Trekvalitet, konstruksjonsvirke Trekvalitet, limtre søyler Konstruksjonstrevirke, takstoler i bunt (9 i hver bunt), Lengde 20m. Teoretisk 4,5 takstoler på hver side (totalt en bunt i bygget). Spikerplate, takstoler Limtre, søyle, 640x140, lengde 6m Sum, konstruksjonstrevirke Sum, spikerplater Sum, limtre C24 GL30C 3168 kg/bunt 158 kg/bunt 0,54 m3/ 6 m søyle 7,9 m3 158 kg 2,15 m3

46 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 45 Armert betong, Plasstøpt Betongkvalitet Armeringskvalitet Betongbjelke, bredde 400m (totalt 800 mm i bygget) Armeringsstål bjelke, bøyler 300 kg, stangarmering Ø32, 15 stk 2000kg Betongsøyler, plasstøpt, 200x300, lengde 6 m Armeringsstål søyler, 8 stk. ø16 tot 75kg, bøyler ø10 C/C200 tot 15 kg Sum, plasstøpt betong Sum, armeringsstål B45 B500C 7,31 m3 betong/bjelke 2300 kg/bjelke m3 betong/6 m 0,34 søyle 90 kg/6 m søyle 16,0 m kg Prefabrikkert betong, Saltaksformede I-bjelke, bredde 300. Betongkvalitet Armeringskvalitet Betongbjelke, 7,5 tonn pr stk Spennarmering, spennarmering Ø11.3, 12 stk 175kg Armeringsstål bjelke, bøyler 300kg, stangarmering Ø16 8 stk 100kg Betongsøyler, prefab, 200x300, lengde 6 m Armeringsstål søyler, 8 stk. ø16 tot 75kg, bøyler ø10 C/C200 tot 15 kg Sum for hele bygget, uarmert prefabrikkert betong Sum for hele bygget, armeringsstål B45 B500C 2,93 m3 betong/bjelke 175 kg/bjelke 400 kg/bjelke m3 betong/6 m 0,34 søyle 90 kg/6 m søyle 7,23 m kg

47 Helhetlig miljøvurdering av byggematerialer 46 Fagverk i stål Stålkvalitet Stål, undergurt, 120x120x10 Stål, overgurt, 300x300x10 Stål, diagonaler og vertikaler, 80x80x8 Stål, søyler, 150x100x10 Sum for hele bygget, konstruksjonsstål S kg/stk 1801 kg/stk 407 kg/stk 240 kg/stk 6471 kg Fagverk i aluminium Søyler: Aluminiumskvalitet, legering Gitterdrager: Aluminiumskvalitet, legering Høyde Aluminium, undergurt, 120x120x5 Aluminium, overgurt, 300x120x10 Aluminium, vertikaler og diagonaler, 100x100x10 Aluminium, søyler, 300x120x4,5 Sum for hele bygget, aluminium 6060 T T mm 124 kg/stk 432 kg/stk 355 kg/stk 120 kg/stk 2302 kg Vi har antatt at praktisk levetid for løsningene er den samme (60 år). Videre er eventuelle forskjeller knyttet til funksjon i drift (termisk masse etc.) antatt å være små, og ignorert i vurderingene. Hensikten med å lage funksjonelt ekvivalente komponenter er å kunne eksemplifisere betydningen av forutsetninger, under noenlunde realistiske termer. Det er heller ikke antatt noen form for vedlikehold i perioden.