Skog som biomasseressurs Livsløpsdata for utslipp av klimagasser for skog til ulike formål

Transkript

1 Forfattere: Kari-Anne Lyng, Andreas Brekke, Bjørn Ivar Vold, Ingunn Saur Modahl og Anne Rønning OR Navn ISBN: / Navn Skog som biomasseressurs Livsløpsdata for utslipp av klimagasser for skog til ulike formål

2 Rapportnr.: OR ISBN nr.: Rapporttype: ISBN nr.: Oppdragsrapport ISSN nr.: Rapporttittel: Skog som biomasseressurs Livsløpsdata for utslipp av klimagasser for skog til ulike formål Forfattere: Kari-Anne Lyng, Andreas Brekke, Bjørn Ivar Vold, Ingunn Saur Modahl og Anne Rønning Prosjektnummer: 1405 Prosjekttittel: Skog som biomasseressurs Oppdragsgivere: KLIF Oppdragsgivers referanse: Emneord: Tilgjengelighet: Antall sider inkl. bilag: Skog Biomasse LCA Produktsammenligninger Åpen Godkjent: Dato: Prosjektleder (Sign) Forskningsleder (Sign)

3 Innholdsfortegnelse Sammendrag Innledning 2 LCA som verktøy for analyse av klimagassutslipp 2.1 Funksjonsfokus 2.2 Forskjeller mellom klassiske metoder og LCA 2.3 LCA for å undersøke beste bruk av biomasseressurser fra skog i et klimaperspektiv 3 Metodikk og scenarioer 3.1 Produkter fra skog og analysemetodikk Trær i energiprodukter Trær i materialprodukter Utvelgelse av studier 3.2 Scenarioer 3.3 Forutsetninger og antakelser Biomasse Transport Funksjonell enhet Uttak av biomasse Utslipp av biologisk CO 2 og fordeling mellom direkte og indirekte utslipp Energiscenarioer Biomass-to-liquid (BTL) Bioetanol Tre i byggevare Fordeling av utslipp på livsløpsfaser 4 Resultattabeller 4.1 Netto klimagassutslipp 4.2 Direkte utslipp 4.3 Utslipp av biologisk CO 2 5 Diskusjon av resultater: usikkerheter/betydning av forutsetninger 6 Referanser Vedlegg 1 LCA What, why and how?

4 Sammendrag Denne rapporten fører en kort diskusjon av fordeler og ulemper ved å benytte livsløpsvurderinger (LCA) som grunnlag for å anbefale tiltak for reduksjoner av klimagassutslipp. Videre beskriver den viktige forutsetninger og antakelser knyttet til valg av scenarioer i prosjektet Skog som biomasseressurs. Deretter presenteres scenarioene og resultatene fra disse. Av de undersøkte scenarioer er det bruk av tre i bjelker som byggevare som kommer best ut, etterfulgt av bruk av tre til produksjon av kraftvarme. Det bør presiseres at det ikke dermed kan konkluderes med at tre som byggevare alltid er det mest miljøriktige alternativet. Mange faktorer påvirker fordelen ved ulike tiltak, så som mengden trevirke som realistisk kan brukes til en spesifikk applikasjon, hvilke alternative råvarer som erstattes ved ulike bruksmengder, og hvordan bruksområdet samspiller med andre materiale og dermed påvirker samfunnets totale utslipp av klimagasser. Trebjelke er også det produktet med lavest kostnader per sparte CO 2 -utslipp, igjen etterfulgt av produksjon av kraftvarme. Resultatene er beheftet med en viss usikkerhet, noe som aktualiseres av variasjoner i resultater mellom ulike studier. Dette kan i noen tilfeller forstås fra forskjeller i råvarer eller prosesser, mens mange studier mangler nødvendig gjennomsiktighet til for eksempel å fastslå hvordan biologisk CO 2 (både opptak og utslipp) er behandlet.

5 1 Innledning Skog spiller en sentral rolle i diskusjoner om klimaendringer, siden den både kan virke som et karbonlager og kan frembringe fornybare råvarer som kan erstatte fossile råvarer til ulike produkter. Som en oppfølging av Klimakur 2020 ønsket Klima- og forurensningsdirektoratet å gjennomføre en tilleggsvurdering for å belyse spørsmålet om hva som er den beste bruken av biomasse fra skog i et klimaperspektiv. Det er derfor kartlagt utslipp fra ulike biomassebaserte produktkjeder og disse er sammenlignet med produktkjeder basert på fossile, og også andre relevante, råvarer. I utgangspunktet er det sammenlignet alternativer innen to hovedkategorier: 1) energiprodukter og 2) bygningsprodukter. Denne rapporten diskuterer bruk av LCA for å underbygge hvilke tiltak som skal gjøres for å oppnå reduksjoner av klimagassutslipp, men først og fremst presenterer den antakelser og forutsetninger knyttet til kartlagte scenarioer. Den skal dermed underbygge de regneark som er dette prosjektets hovedleveranse, selv om også resultatene vises frem i denne rapporten. Rapporten drøfter bruk av LCA for å tallfeste klimagassutslipp i kapittel 2. Kapittel 3 presenter hva skog kan benyttes til, hvordan scenarioer er valgt ut og hvilke scenarioer det er presentert resultater for. De viktigste resultatene er presentert i kapittel 4, etterfulgt av en kort diskusjon i kapittel 5.

6 2 LCA som verktøy for analyse av klimagassutslipp Livsløpsvurderinger (LCA) er et verktøy for miljøanalyser med historiske røtter tilbake til 1960-tallet og koblinger mellom energianalyser og analyser av utslipp, ressursbruk og avfallsgenerering. Utstrakt bruk av LCA ble det først i løpet av 1990-årene, og LCA som metode ble standardisert i 1997, med revidert utgave i 2006 (ISO 2006) samtidig som utvikling av metodikken økte gjennom etablering av flere forskningsmiljøer. Det er nok ikke tilfeldig at bruken tiltok samtidig som man på en del områder i miljøpolitikken foretok en dreining mot utvidet produsentansvar. Fra å konsentrere seg om punktutslipp ble man mer oppmerksom på at miljøforbedringer kan oppnås ved å se på verdikjeder og den totale miljøbelastningen for produkters livsløp. LCA er altså en metodikk for å fange opp miljøbelastninger for et produkt, eller snarere en funksjon, fra uttak av råvarer i naturen til stoffene igjen når naturen som utslipp eller avfall ( vugge til grav ). Den videre diskusjonen i kapitlet er basert på at leseren har noe forståelse av hva LCA er. En kort beskrivelse av metodikken (på engelsk) er gitt i Vedlegg Funksjonsfokus Utgangspunktet for en standard LCA er en funksjon som skal oppfylles, ofte basert på at en ønsker en miljøvurdering av et produkt. Om man ønsker å vite de totale miljøbelastningene for en sparepære er en nødt til å følge alle komponentenes materialstrømmer gjennom ulike produksjonstrinn frem til ferdig pære og også se på forbruk og utslipp knyttet til bruk og avhending. Gjennom en slik analyse kan man få frem hvilke materialer og hvilke produksjonstrinn som er spesielt viktig å fokusere på i miljøsammenheng. Dette kan gi innspill til produkt- eller produksjonsendringer som bedrer miljøprestasjonen. For å kunne sammenligne en sparepære og en konvensjonell lyspære er det nødvendig å undersøke hvordan de oppfyller belysningsfunksjonen, snarere enn å sammenligne per enhet. Fokuset på funksjon skal også bidra til at man har et større løsningsrom; kan hende kan en belysningsfunksjon snarere oppfylles ved hjelp av en kombinasjon av lyspærer og maling enn ved bare å betrakte lyspærer alene? Funksjonsfokuset er altså fordelaktig både for å sikre at man analyserer verdikjeder som gir en nytte og at man ikke avgrenser seg til én løsning (eller ett produkt). Problemet med denne tilnærmingen er hvordan man behandler funksjoner som vanskelig lar seg tallfeste. For eksempel vil en Lada og en Mercedes begge ha som hovedfunksjon å frakte mennesker fra A til B, men man kan hevde at Mercedesen har tilleggsfunksjoner knyttet til blant annet estetikk og komfort som kan være vanskelige å tallfeste. Det kan gjøre en sammenligning av miljøprestasjonen til en Lada og en Mercedes litt kunstig. Et eksempel som er nærmere knyttet til bruk av skog er biodrevne kraftvarmeanlegg. Disse har som funksjon både å levere strøm og å levere varme. Man kan da sammenligne biodrevne anlegg med tilsvarende basert på fossile brensler som kull, olje eller gass. Likevel er det nok mer reelt å sammenligne bare strømproduksjonen med en gjennomsnittlig normal strømproduksjon og legge til en varmeproduksjon for å kunne sammenligne funksjonene. Det betyr også at funksjonsfokuset gir føringer for blant annet hvilke produkter som skal sammenlignes og hvor systemgrenser skal settes.

7 2.2 Forskjeller mellom klassiske metoder og LCA Alle analyser er nødt til å foreta en eller annen avgrensning for å kunne fremsi hva man sier noe om. For LCA er avgrensningen bestemt av hva som må til for å oppfylle en funksjon, mens det for andre metoder er andre analyseenheter. For eksempel vil en materialstrømsanalyse undersøke flyten til et materiale innenfor et angitt område og tidsrom. En konsekvensanalyse, på sin side, vil ha en klart definert og begrenset geografisk utstrekning, men undersøke en lang rekke (og ofte detaljerte) effekter over et lengre tidsrom. De aller fleste regnskap over klimagassutslipp er basert på en form for materialstrømsanalyse. For eksempel er det norske utslippsregnskapet for klimagassutslipp (Sandmo 2009) basert på en kombinasjon av kjente kilder for klimagassutslipp og teoretiske beregninger av klimagassutslipp fra ulike kilder. Den geografiske avgrensningen er Norge og tidsrommet er ett år. Fordelen med et slikt regnskap er at man kan få frem det reelle utslippet fra landet Norge i løpet av et år og at man derfor, gjennom tilsvarende modeller for alle land, kan lage et regnskap over de totale klimagassutslipp i verden. En ulempe med LCA er at den ikke enkelt gir mulighet til å identifisere den geografiske lokaliseringen til et utslipp eller å tidfeste dette. Vanligvis bygger en LCA på en antakelse om at alle utslipp for et produkt oppstår samtidig, (altså at det ikke gjøres forskjell på utslipp ved bruken av et produkt og uttaket av råvarene for å fremstille det, selv om det kan være et langt tidsrom mellom disse utslippene), og selv om enkelte jobber med stedsspesifiseringer av miljøbelastninger i LCA hører dette til unntaket snarere enn regelen. Gitt et slikt utgangspunkt; hvorfor skal det ha noen interesse å inkludere livsløpsdata i forbindelse med Norges arbeid med å redusere klimagassutslipp? Jo, hovedfordelen med LCA er at den som metode er utformet for å unngå såkalt problemskifting. Det vil si at man ved å gjøre en helhetlig analyse unngår at man ved å løse et miljøproblem bare flytter problemet til et annet sted eller skaper et nytt. Spesielt viktig kan dette være om man undersøker flere potensielle miljøproblemer opp mot hverandre (som klimaendringer, forsuring, eutrofiering, eller toksisitet), men også når man bare ser på en miljøkategori vil en LCA-tilnærming gi verdifulle resultater. Biomasse som substitutt for fossile råvarer er et godt eksempel, siden biomassens (fossile) klimagassutslipp stort sett finnes i produksjonsfasen og ikke bruksfasen, mens det er diametralt motsatt for fossile råvarer. De direkte (igjen fossile) utslippene fra et land kan dermed reduseres ved å importere biomasse for energiformål, selv om det ikke er sikkert at verdens samlede klimagassutslipp vil reduseres. Dette problemet er et av fokusområdene for denne rapporten. Norge er et ganske spesielt land i klimasammenheng, med nesten utelukkende fornybar kraftproduksjon, stor eksport av fossile energivarer og stor import av ferdigvarer. Derfor kan det være ekstra interessant å diskutere ansvarlighet for klimagassutslipp i en norsk kontekst. I en artikkel av Peters og Hertwich (2006) viser de at ca halvparten av CO 2 -utslippene forårsaket av forbruk i norske husholdninger skjer utenfor Norge. Forskjellene er store mellom ulike sektorer; mens om lag 88 % av CO 2 -utslippene forbundet med kategorien landtransport skjer innen landets grenser, er det tilsvarende tallet knyttet til forbruk av klær bare 0,2 %. Nå kan man rask avfeie disse tallene med en påstand om

8 at forbruk av landtransport gir langt større CO 2 -utslipp enn forbruk av klær, men den samme artikkelen sannsynliggjør at det forholder seg motsatt. Landtransport er den sjette største utgiftsposten for norske husholdninger og står for det femte største CO 2 -utslippet totalt av alle de oppgitte sektorer. Klær, derimot, er den ellevte største utgiftsposten, men har de fjerde største totale CO 2 -utslippene. I bunn og grunn handler forskjellen mellom det som her er betegnet som klassiske metoder og LCA om hvem som skal holdes ansvarlig for et utslipp. Tradisjonelt har utslipp vært knyttet til det stedet de oppstår. Både reguleringer for å begrense utslipp og verktøy for å kartlegge utslipp har hatt som utgangspunkt at forurenser er ansvarlig. Ved å benytte LCA flyttes ansvaret mot konsumenten, eller altså den man kan anse som driveren for produksjonen Ofte uttales en frykt for såkalt dobbelttelling, altså at man teller det samme utslippet to ganger og dermed får et høyere resultat for totalt utslipp enn det som er fysisk virkelig. Det kan skje dersom man lager et klimagassregnskap for flere produkter, der produktene befinner seg på ulike steder i en verdikjede (for eksempel et mellomprodukt og et sluttprodukt). I den ferdige analysen vil utslippene forbundet med fremstilling av mellomproduktet være regnet inn to ganger. Da det nøyaktig samme utslippet selvfølgelig ikke kan forekomme mer enn én gang, vil en slik bruk av LCA-data gi feilaktige svar. Om man skulle forsøke å beregne verdens samlede klimagassutslipp ved hjelp av LCA måtte man i så fall sikre at bare produkter med endelig avhending var inkludert. Nå er riktignok hovedpoenget i dette kapitlet at en slik bruk av LCA ikke vil være å utnytte metodikkens styrker. Det anbefales derfor å bruke flere verktøy for å fange opp de viktigste aspektene og kunne utforme tiltak for å redusere klimagassutslipp. 2.3 LCA for å undersøke beste bruk av biomasseressurser fra skog i et klimaperspektiv Som tidligere nevnt er LCA i utgangspunktet utviklet for å studere miljøbelastningene knyttet til en funksjonell enhet. Det vil si at metoden er spesielt godt egnet for å sammenligne miljøeffekter fra ulike produkter som oppfyller den samme funksjonen. Men det er ingenting i veien for å snu analysen på hodet og studere ulike verdikjeder basert på samme råvare i stedet for. De to alternative analyseoppsettene er vist som henholdsvis A og B i Figur 1 på neste side.

9 A B Figur 1 To ulike alternativer for sammenlignende livsløpsvurderinger: likt produkt (A) eller lik råvare (B). I alternativ A ser man hvordan en tradisjonell LCA for eksempel brukes til å sammenligne miljøeffekter ved kjøring et gitt antall kilometer. Her har man en felles enhet for hvilken funksjon som undersøkes (ofte 1 personkilometer) og sammenligner ulike produksjonskjeder som inngår for å drive en bil den gitte lengden. I eksemplet er det visst biogass fra avfall, bioetanol fra trevirke og bensin (eller diesel) for olje, men også andre produktkjeder kunne inngått i en slik studie (som hydrogen eller strøm fra ulike kilder). I alternativ B av figuren ser man det analyseoppsettet som er brukt som utgangspunkt i denne rapporten. Man har et gitt utgangspunkt, her en fast mengde biomasse, som går til ulike applikasjoner. Minustegnet helt til høyre i alternativ B i figuren indikerer at man her trekker fra alternative produksjonskjeder for å kunne sammenligne hvilken verdikjede for biomasse som har best miljøprestasjon. Utgangspunktet er altså motsatt av hva LCA-metodikk vanligvis brukes til. Det at LCA som oftest defineres ut fra endeprodukt snarere enn utgangsråvare betyr at det kan være problematisk å finne studier som er direkte sammenlignbare. En studie som undersøker ulike drivstoff til kjøretøy vil ofte ha litt ulike systemgrenser i forhold til en studie som undersøker ulike byggematerialer. For eksempel vil man kunne finne detaljerte data på selve fremstillingsprosessen og fokusert allokering mellom ulike produkter som dannes i tilfellet med biodrivstoff, mens et bygningsprodukt av tre kan ha en grundig fremstilling av avhending og eventuell gjenvinning. Det kan skape problemer knyttet til å sammenligne resultater på tvers av studier, men forhåpentligvis er dette problemet løst i dette prosjektet gjennom å standardisere noen prosesstrinn og ellers fremskaffe gjennomsiktige data i så stor grad som mulig.

10 Hovedfordelen med å bruke LCA og dermed kartlegge klimagassutslipp i et livsløpsperspektiv er at man får belyst hvilke faktiske utslipp som er knyttet til et tiltak (altså en gitt produksjonsrute) og kan unngå at man bare flytter utslipp til en annen industriell sektor eller et annet geografisk område (eller eventuelt en annen tid ved at man har en produksjonsrute med små klimagassutslipp i selve produksjonsfasen, men store i forbindelse med etablering av produksjon eller avhending). Hovedulempen er at det ikke er direkte korrespondanse mellom resultatene som fremkommer i en LCA og regnskapet over klimagassutslipp i Norge og at det derfor kan være vanskelig ut fra en LCA å si nøyaktig hvordan Norges klimagassutslipp påvirkes.

11 3 Metodikk og scenarioer Denne rapporten er ment å være et supplement til, og en beskrivelse av viktige forutsetninger knyttet til, de resultatene og underliggende tallmateriale som er overlevert på egne regneark i forbindelse med prosjektet KLIF gjennomfører om bruk av trevirke. Det betyr at det i forhold til en vanlig rapport er viet relativt lite plass til resultater og mer til beskrivelse av systemer, forutsetninger og antakelser. 3.1 Produkter fra skog og analysemetodikk Skogen har potensial til å oppfylle mange funksjoner mennesker ønsker dekket, enten den blir stående urørt eller transformert til andre produkter. Transformasjon til produkter kan skje via ulike prosesser og ende opp i to hovedgrupper av produkter: energiprodukter eller materialprodukter. En skjematisk fremstilling av ulike alternativer er gitt i Figur 2. Figur 2 En visuell fremstilling av ulike endelikt for trær (figuren hentet fra Brekke, 2010).

12 I hovedsak er det, som vist i Figur 2, tre ulike prosesskjeder for videreforedling av trær til produkter. De kan (1) konverteres termisk, altså ved en form for varmebehandling, til energiprodukter eller kjemikalier; eller (2) konverteres biokjemisk til energiprodukter eller kjemikalier; eller (3) konverteres fysisk eller kjemisk til kjemikalier, papp, papir, bygningsmaterialer, eller andre treprodukter (som møbler). Ulike produksjonsruter vil bruke ulike innsatsfaktorer og dermed generere ulike klimagassutslipp. Det vil også være forskjellige kvalitet på treet som går inn i ulike produksjonsruter; det er for eksempel vanskelig å lage trepanel av GROT)I tillegg vil endeproduktene kunne være alternativer til mange forskjellige produkter fra varierte materialer og produksjonsruter. I sum gjør dette at det endelige svaret på hva et tre bør gå til er vanskelig å gi, selv i et rent klimaperspektiv. I figuren er det tatt med også funksjoner trær kan oppfylle om de blir stående i skogen, men dette har ikke vært gjenstand for gransking i denne analysen. Indirekte blir skogen som karbonlager tatt med gjennom fremskrivingene gjennomført av Skog og landskap, som resultatene fra denne rapporten skal kobles mot i prosjektet KLIF gjennomfører Trær i energiprodukter Trær kan benyttes som energiprodukter både ved direkte forbrenning og ved å foredles til produkter som kan generere ønsket energi (for eksempel pellets til kraftvarme eller bioetanol til drift av kjøretøy). Sammenligningen av energiprodukter basert på råvare fra skogen og energiprodukter med andre utgangsråvarer er forholdsvis rett fram og er for de fleste applikasjoner knyttet til hvor mye nyttbar energi som leveres. Det eneste man må passe på er at man ikke sammenligner feil størrelser. For eksempel vil en sammenligning av 1 liter bioetanol mot 1 liter bensin eller diesel gi et feilaktig resultat, da energimengden er mindre i én liter etanol enn i én liter bensin eller diesel. Også sammenligninger basert på energimengde kan være feilaktige, da ulike motorteknologier gir ulik kjørelengde for samme energimengde, og det er funksjonen forflytning av mennesker eller varer som er mest interessant for å sammenligne forskjellige drivstoff Trær i materialprodukter Tre til papir eller papp Store mengder trevirke går til produksjon av papir og papp, men det er ingen enkel øvelse å beregne hvordan disse produktene eventuelt reduserer eller øker klimagassutslipp. Flere studier har forsøkt å sammenligne avispapir med digitale medier, men har, i stedet for å ende opp med resultater, endt opp med en diskusjon av hvordan man skal avgrense funksjonen(e) aviser eller digitale medier kan oppfylle. Andre produkter, som toalettpapir og pappesker, er vanskelige å finne relevante alternativer til. Det eneste produktet hvor det finnes gode tilgjengelige data for bruk av papir mot andre alternativer er for handleposer. I de langt fleste tilfeller kommer papirposer dårligere ut enn plastposer grunnet mye høyere vekt per enhet. Det skal legges til at de fleste studiene på bæreposer har enten som hovedfokus å studere forskjellene på bioplast og konvensjonell plast, eller å se på forskjeller mellom engangsemballasje og emballasje som kan brukes flere ganger. På grunn av disse forhold, og da det er lite som tyder på at økt satsing på norsk papirproduksjon er noe alternativ, er ikke produkter laget av papir eller papp inkludert i denne analysen.

13 Tre i byggevarer Å beregne klimabelastningen knyttet til byggevarer i ulike materialer er heller ikke rett frem. Mange LCA-studier tar utgangspunkt i produksjonstrinnet og sammenligner ulike materialer til samme applikasjon. Men problemer kan oppstå dersom materialene har innvirkning på hvor enkelt det er å gjøre endringer på en bygning eller har direkte innvirkning på energibruken, for eksempel ved ulike egenskaper knyttet til å være temperaturreservoir. Bruken av et byggverk kan være statisk over tid, for eksempel vil ny opera i Oslo høyst sannsynlig være opera i hele byggets livsløp. Eller bruken kan være dynamisk med hyppige endringsbehov over tid, for eksempel slik det er i moderne sykehus hvor det skjer endringer i helsetjenester, ny medisinsk teknisk utstyr etc. som vil kreve endringer i selve bygningsstrukturen. Det samme ser vi på terminalbygget på Gardermoen hvor det ikke har vært en dag siden åpningen uten at det har foregått et eller annet tilpasningsarbeid. Perioden mellom hver ombygging kan betegnes bruksperiode (Service Life Periode - SLP), dvs. den periode hvor bruken stort sett er statisk. Om SLP skal vare hele byggets livsløp så er det ikke behov for tilpasningsdyktighet. Men der SLP er kort, altså hvor det stadig vekk skal endres, er det stort behov for tilpasningsdyktighet, for eksempel forsykehus eller private boliger (hvor SLP kan være noe lenger, men hvor endring av familiestruktur skaper behov for endring av planløsningen). Produsenter oppgir teknisk levetid for sine produkter. Dette er i mange LCA-studier basis for å fastsette levetiden på produktet og dermed utgangspunktet for vurdering av drifts- og vedlikeholdmessige forhold som blir inkludert i studien. Erfaringer fra studier av levetider i praksis, viser at den reelle levetiden for byggmaterialer varierer betydelig fra den oppgitte optimale levetiden fra produsent. Det betyr ikke at produktet ikke har de kvalitetene som produsenten lover, men at det er andre forhold som nevnt over, som er bestemmende for når utskifting vil finne sted. Det blir viktig å se produktene som analyseres i forhold til den totale levetiden til bygget. Når man for eksempel studerer gulvbelegg må man inkludere vask og vedlikehold av gulvbelegget over den tekniske levetiden til gulvbelegget og man må i tillegg inkluderer hvor mange ganger gulvbelegget må skiftes enten som følge av slitasje eller som konsekvens av ombygging/endret bruk av bygningen. Da må det tas hensyn til både byggets totale levetid og byggets tilpasningsdyktighet som føring for hvor omfattende en eventuell ombygging vil være. To forhold er altså viktige; på den ene siden må man vurdere materialet/varen opp mot den totale levetid til bygget og på den andre siden må man anvende den reelle levetiden ved vurderinger og ikke den optimale tekniske levetiden under gitte betingelser. I Figur 3 er det vist en skisse over ulike bygningsdeler i en bygning. Sett i lys av diskusjonen over, er det kun de bærende konstruksjoner som forventes å ha en lang levetid. Alle andre bygningsdeler vil mest sannsynlig ha en kortere levetid og må derfor byttes ut i løpet av byggets totale levetid.

14 Figur 3 Ulike bygningsdeler. Kilde: S. Bjørberg, Det er dermed en utfordring å finne byggevarer som kan vurderes isolert sett. De fleste komponenter og byggevarer som inngår i en bygning vil påvirke driftsfasen direkte eller indirekte. De er heller ikke uavhengige det vil si at den enkelte byggevare inngår som en del av et konsept. De er ofte sammensatte eller fordrer samspill med andre materialer eller installasjoner for å oppfylle den ønskede funksjonaliteten. Når en skal foreta LCA-vurdering av byggematerialer eller varer, er det en viktig erkjennelse at så lenge man snakker om andre bygningsdeler enn bærende konstruksjoner, bør LCAen inkludere hele den totale levetiden for bygget. Det bør også foretas en vurdering av potensielle samspilleffekter materialet eller varen har med andre komponenter. Oppsummert bør en LCA-studie gjennomføres for hele levetiden for bygget, unntatt når en ser på bærende konstruksjoner eller byggevarer som ikke er påvirket av andre, eller samspiller med andre materialer, og har samme reelle levetid som konkurrerende produkter eller påvirker direkte eller indirekte driftsmessige forhold ved bygningen. Mange LCA-studier av treprodukter sammenlignet med andre bygningsmaterialer eller byggevarer har utelatt disse problemstillingene. I tillegg ser en at flere studier anvender LCA-data fra andre studier og sammenstiller resultater i egen studie. Dette kan innebære at det brukes LCA-data med ulike forutsetninger og antakelser, og dermed anvendes to datasett som ikke er sammenlignbare. Det er også foretatt litteraturstudier av LCA-studier med formål å finne dokumentasjon på hvorvidt treprodukter er bedre enn andre byggmaterialer eller -varer. Disse litteraturstudiene innehar noen svakheter:

15 a) utgangsstudiene sammenligner materialer fra vugge til port og ikke materialene i bygget over byggets levetid og glemmer derfor energibruk i bruksfasen, som står for % av et normalt byggs energibruk og også klimagassutslipp. b) hvis utgangsstudiene (LCA) analyserer hele bygg, er det sjelden å se noen form for refleksjoner eller vurderinger i litteraturstudien om de metodiske valgene som er gjort i LCAstudiene er relevante og at man dermed kan avgjøre om resultatene kan brukes direkte. Det er en fare for at resultatene fra slike studier blir brukt direkte som kompetanseunderlag for politikkutforming vedrørende miljøriktige byggematerialer og herunder også at materialene i seg selv blir forstått som miljøriktige bygg. Tre i kjemikalier og i andre produkter Trær kan brukes som utgangspunkt for kjemikalieproduksjon på samme måte som fossile råstoffer brukes i dag. På grunn av pris på råvarer og på prosesser er det likevel forholdsvis lite produksjon av kjemikalier i kommersiell skala basert på trevirke som råstoff. Et unntak er for eksempel Borregaards fabrikker i Sarpsborg som lager forholdsvis spesialiserte kjemikalier til blant annet bygnings- og næringsmiddelindustri. Borregaards anlegg, et såkalt bioraffineri, har potensial til å redusere klimagassutslipp ved å tilby alternativer til flere produkter som per dags dato ofte fremstilles fra fossile råvarer. I dette studiet er bare bioetanol (som drivstoff) fra bioraffineri inkludert, da det ikke eksisterer tilgjengelige studier som sammenligner biobaserte kjemikalier med alternativer. I forlengelsen av kjemikalieproduksjon er også biopolymerer, altså ulike plasttyper laget fra biomasse, mulige alternativer til produkter som i dag tilvirkes av fossile råstoffer. Det finnes mange studier som tar for seg stivelsesbaserte plasttyper (for eksempel fra mais), men få som bruker trevirke som utgangspunkt. Liten tilgjengelighet på studier, i tillegg til en utbredt oppfatning av at innførsel av større mengder bioplast vil ha negative konsekvenser for avfallshåndteringssystemer, har ført til at biopolymerer ikke er inkludert i dette prosjektet. Produksjonen av biopolymerer, også basert på trevirke, er imidlertid stigende i verden og det er sannsynlig at bruken av slike materialer vil øke ytterligere mot år Det anbefales derfor å utrede potensielle mengder trevirke som kan gå til denne applikasjonen og mengden konvensjonell plast som kan substitueres. Trær er også utgangspunkt for en lang rekke produkter i husholdninger, som møbler og husgeråd. Heller ikke slike produkter er inkludert i denne studien med basis i vanskeligheter knyttet til å fremskaffe studier med relevante, sammenlignbare alternativer. En av grunnene til å forsøke å inkludere slike produkter er å fange opp CO 2 -lagring i produkter og forsinkede CO 2 -utslipp. Dette formålet for undersøkelse er imidlertid forsøkt dekket gjennom å se på tre benyttet i byggevarer Utvelgelse av studier Utvelgelse av produktsammenligninger er foretatt i dialog mellom KLIF og Østfoldforskning. Et utgangskriterium har vært at produktene skal være relevante alternativer, men også tilgjengelighet av

16 studier har vært en bestemmende faktor. Et stort antall livsløpsvurderinger er gjennomgått og det er fortrinnsvis valgt studier der utgangsråstoffet er boreal skog, men også noen studier basert på andre treslag eller temperatursoner er tillempet og inkludert. Delkapitlet nedenfor beskriver produktscenarioene med viktige forutsetninger og antakelser. 3.2 Scenarioer Tabell 1 nedenfor angir scenarioene som er undersøkt. Tabell 1 Scenarioer og referanseprodukter. Hovedkategori Produkt Underscenario Referanseprodukt 1. Varme Varme fra fossil olje 2. Varme + el (CHP) a. anlegg med avsetning av fjernvarme til industri (sammenlignes med varme og el fra kilder med høye utslipp) Varme fra: fossil olje El fra: kullkraft Energiprodukt Materialprodukt b. Anlegg med avsetning av fjernvarme til boligformål (sammenlignes med varme og el fra kilder med lave utslipp) 3. Biomass-toliquid (BTL) 4. Bioetanol a. etanol fra fokusert prosess b. etanol fra bioraffineri 5. Byggematerial trebjelke Varme fra: gjennomsnittlig norsk fjernvarme El fra: vannkraft Konvensjonell diesel Bensin Stålbjelke Til sammen er det her rapportert resultater for 11 ulike scenarioer, etter at en del alternativer ble forkastet underveis i prosessen. Resultatene ble først regnet ut for relevante enheter, som klimagassutslipp per kwh for energi, per km (eller l) for drivstoff og per m 2 for byggeprodukter. Deretter ble de normalisert i forhold til de spesifikasjonene av biomassen som er benyttet i prosjektet (Kap ) for å kunne si hvor store klimagassutslippene er per m 3 biomasse.

17 3.3 Forutsetninger og antakelser Biomasse Skoger, og også individuelle trær, varierer med hensyn til flere parametre som er viktige når biomasse skal brukes som en industriell ressurs. I prosjektet vil det benyttes en biomasse med gitt spesifikasjon til alle applikasjoner, men det skal utføres følsomhetsanalyser for å se hvilke konsekvenser dette gir. Skogen i Norge angis ofte i statistikker grovt som gran, furu og lauvtrær. I hovedsak er det furu og noen lauvtrær som er tilgjengelig for økt avvirkning, og siden furu har en brennverdi per fastkubikk som ligger omtrent midt mellom gran og bjørk er det antatt verdier for furu som standard biomasse. Med en forutsetning om en fuktprosent på 40 er brennverdien for standard biomasse i prosjektet kwh/fm 3. Det er brukt et tørrstoffinnhold på 440 kg TS/fm3. For å undersøke følsomheten i resultater basert på den standard biomassen er det også beregnet verdier for energiprodukter basert på gran og bjørk (som har henholdsvis lavere og høyere brennverdi enn furu). Prosjektet har ikke inkludert karbonbalansen knyttet til opptak og utslipp av karbonforbindelser fra skogsbunn som følge av hogst, men utslipp forbundet med selve skogsdriften er inkludert Transport Transportforutsetninger vil variere mellom de ulike scenarioene ettersom avstandene mellom skog og videreforedling er forskjellige for ulike produksjonsruter Funksjonell enhet Alle scenarioer er regnet om fra opprinnelig funksjonell enhet (m3 produkt, kwh, MJ, km, pkm) til utslipp per uttatt fm3 biomasse ved hjelp av informasjon i hver rapport og med utgangspunkt i furu med 40 % fukt, brennverdi 2138 kwh/fm3 og tetthet 440 kg TS/fm3. Det er store usikkerheter knyttet til denne konverteringen, da ikke alle kilder oppgir entydig hvor mye biomasse som kreves per funksjonelle enhet Uttak av biomasse Det antas at uttak av biomasse fra skogen har likt utslipp for alle alternativene. Opprinnelige data for uttak er derfor erstattet med en beregnet verdi på 6,75 kg CO 2 -ekv./fm3. Forbruk av diesel og smøreoljer til maskiner og transport i skog er hentet fra Berg og Lindholm (2005). Beregninger av klimagassutslippene knyttet til produksjon og bruk er utført med dataverktøyet SimaPro for livsløpsvurderinger. Mange studier inkluderer opptak av CO 2 i denne fasen, men dette prosjektet ser på utslippene som oppstår i det øyeblikket treet hogges uten å ta med seg treets forhistorie.

18 3.3.5 Utslipp av biologisk CO 2 og fordeling mellom direkte og indirekte utslipp For alle scenarioene er det forsøkt å fremstille hvilke utslipp av CO 2 som kommer fra fossile og hvilke som kommer fra fornybare kilder (her betegnet som biologisk CO 2 ). Mange studier antar jevn vekst av skog og balanserer opptak av CO 2 under treets vekst med utslippene etter at det er hogd. Ettersom vi i dette studiet ikke tar med opptak, men bare skal ha med utslipp, har dette vanskeliggjort å nyttiggjøre seg av en del studier. Det var også meningen å skille mellom direkte og indirekte utslipp. Direkte utslipp er de som forekommer fra en prosess, for eksempel klimagassene som kommer ut av eksosrøret når man kjører bil. Indirekte utslipp er utslipp som har forekommet ved produksjon av innsatsfaktorer, for eksempel de utslippene av klimagasser som har skjedd for å fremstille bensinen som brukes når man kjører bil. Å skille mellom de direkte og de indirekte ville være nyttig for å kunne konvertere resultater mellom LCA-metodikk og mer tradisjonelle regnskapsmetoder. Da ville man også lettere kunne belyse hvilke utslipp som skjer i Norge og hvilke som potensielt skjer andre steder. Imidlertid har det bare vært mulig å fremskaffe denne informasjonen for prosjekter utført av Østfoldforskning (kraftvarme og bioetanol fra bioraffineri), men i forbindelse med bioraffineriet er prosessene så sammenkoblet at det er tilnærmelsesvis umulig å skille hva som er direkte og hva som er indirekte utslipp. For å sette en verdi på direkte utslipp er det brukt databasedata for kjente prosesser som ligner på dem som er dekket i de forskjellige studiene. Det betyr at det kan være noen avvik, men at det mest sannsynlig er riktig størrelsesorden på presenterte resultater Energiscenarioer For varme i vedovn er data hentet fra Raymer (2006). Funksjonell enhet i artikkelen er utslipp per m 3. Antall m 3 per uttatt fm 3 er estimert på grunnlag av tettheter. Det er antatt en virkningsgrad på 50 % (mellom 30 og 70 %). Artikkelen sier ingenting om utslipp fra ikke biologisk CO 2 og indirekte utslipp, og det er derfor antatt at dette ikke inkludert. Brenning av veden er definert som bruksfase, mens fremstilling av ved er definert som produksjon. Biologisk CO 2 er lagt til ved å anta at brenning i vedovn medfører like mengder utslipp av biologisk CO 2 som brenning i et lite anlegg med forutsetninger som alternativ 1 i Brekke et al (2008) for produksjon av kraftvarme. Scenarioer for elektrisitet og varmeproduksjon for lite anlegg, fjernvarmeanlegg og industrielt anlegg er gitt av Brekke et al., Alternativene i rapporten som inkluderer import av biomasse fra utlandet er ikke tatt med. De to scenarioene som vises i resultattabellen er et stort og et lite anlegg med elektrisitets- og varmeproduksjon. Et scenario som inkluderer fjernvarmenett er også tatt med i resultatfila, men er ikke inkludert i resultattabellen. Utslipp fra biologisk CO 2 er ikke inkludert i den originale rapporten, men er lagt inn i resultatene her. Virkningsgrader for de ulike scenarioene vises i tabellen under.

19 El virkningsgrad [%] Varmevirkningsgrad [%] El + varme (lite anlegg) Alt 1 El + varme Alt 4 (fjernvarmenett) El + varme (stort anlegg) Alt 5 Referanse til rapport (Brekke et al, 2008) I rapporten er det, i tillegg til trevirke der GROT er ekskludert, vist resultater som følge av inkludering av GROT i produksjonen. Det medfører at det kan samles inn mer biomasse på et område, som igjen medfører kortere transportavstander. Disse resultatene er ikke vist i resultattabellen i denne rapporten, men er lagt inn i resultatfila. Data fra Elsayed et al. (2003) ble også hentet inn og konvertert til utslipp per uttatt fm 3 basert på innfyrt mengde biomasse og levert mengde energi. Resultater fra denne studien vises ikke i resultattabellen i neste kapittel, da det ikke var mulig å dele opp resultatene i livsløpsfaser. Resultatene fra Elsayed et al er likevel lagt inn i resultatfila og er benyttet til å diskutere usikkerhet og endring i resultater som følge av andre forutsetninger (i kapittel 5). Resultatene inkluderer indirekte utslipp, men disse vises ikke separat i resultatene. Rapporten er litt uklar på om biologisk CO 2 er inkludert, men resultatene sett i sammenheng med andre studier tyder på at biologisk CO 2 ikke er inkludert i resultatene. Virkningsgraden Elsayed et al opererer med er 55 %. Scenarioer for hvor mye energi fra andre energibærere som erstattes er basert på beregninger av innfyrt mengde i anleggene og levert mengde energi. Data for oljefyring og gasskraftverk er fra Ecoinvent 2.2. Utslippstall fra vannkraft er gitt i Vold et al. (1998) og fjernvarmemiks er basert på Norsk Fjernvarme (2009). De ulike scenarioene er ment å gi ytterpunkter på hvor stor gevinst å erstatte en annen energibærer med trevirke kan gi Biomass-to-liquid (BTL) Data for BTL er hentet fra Van Vljet et al. (2009). Utslipp fra uttak av biomasse er negativ i rapporten som følge av at opptak av karbon når treet vokser er inkludert i beregningene. Denne gevinsten er ikke inkludert i denne rapporten og utslipp fra uttak av biomassen er erstattet med egne beregninger av uttaksfasen. Det skilles ikke mellom fossile og biologiske utslipp i resultatene. Mengde produsert BTL per fastkubikk uttatt trevirke og mengde konvensjonell diesel som erstattes per uttatt fastkubikk er beregnet på grunnlag av mengde produsert energi per kg tørt trevirke, som er vist i Brekke (2010). Virkningsgraden (feed-to-fuel efficiency) er 50 %. Dette beskrives i artikkelen som en høy virkningsgrad sammenlignet med litteraturkilder. Van Vljet et al., (2009) inkluderer resultater for scenarioer som viser reduksjon i utslipp som følge av karbonfangst og -lagring (CCS). Disse resultatene er ikke inkludert i resultattabellen i denne rapporten, men kan finnes i resultatarket. Det er usikkerhet knyttet til disse tallene, da det ikke er avklart om det må inkluderes mer biomasse dersom CCS skal inkluderes i produksjonen.

20 Data for BTL er også hentet fra Edwards (2010). Fordelingen av livsløpsfaser er funnet i annex 2 i rapporten for well to tank og regnet om fra utslipp per MJ drivstoff til utslipp per uttatt fm 3. Gevinst for fornybar forbrenning ble fjernet og totalresultatene er derfor høyere enn de opprinnelige i rapporten. Det er antatt at alle utslipp som ikke oppstår i well to tank oppstår i bruksfasen. Biologisk CO 2 er ikke inkludert i resultatene fra denne rapporten og resultatene vises derfor ikke i resultattabellen. Dataene kan finnes i resultatfila og er brukt til diskusjon om usikkerheter i, og viktighet av, forutsetninger (i kapittel 5). Mengde produsert BTL per fastkubikk uttatt trevirke og mengde konvensjonell diesel som erstattes per uttatt fastkubikk er beregnet på grunnlag av mengde produsert energi per kg tørt trevirke, som er vist i Brekke. (2010). Da data fra Jungbluth et al. (2008) ikke har vært mulig å dele inn i livsløpsfaser, er resultatene ikke presentert i resultattabellen her, men brukes til å diskutere usikkerheter og viktighet av forutsetninger (i kapittel 5). Biologisk CO 2 er ikke inkludert i resultatene. Mengde produsert BTL per fastkubikk uttatt biomasse og mengde konvensjonell diesel som erstattes per uttatt fastkubikk er beregnet på grunnlag av energiinnhold i drivstoff og energiinnhold i uttatt biomasse som kreves for å produsere drivstoffet. Utslipp fra konvensjonell diesel som erstatter BTL er hentet fra EcoInvent (2010), fleet average diesel personbil Bioetanol Data for etanol fra fokusert prosess (altså hvor formålet kun er å produsere etanol) er gitt i Edwards (2010). Fordelingen av livsløpsfaser er funnet i annex 2 i rapporten for well to tank og regnet om fra utslipp per MJ drivstoff til utslipp per uttatt fm3. Gevinst for fornybar forbrenning ble fjernet og totalresultatene er derfor høyere enn de opprinnelige i rapporten. Det er antatt at alle utslipp som ikke oppstår i well to tank oppstår i bruksfasen. Biologisk CO 2 er ikke inkludert i resultatene fra denne rapporten og resultatene vises derfor ikke i resultattabellen. Data for etanol fra bioraffineri er basert på Modahl et al. (2009) for produksjon og litteraturdata for bruksfasen (kjøring). Modahl et al. (2009) tar for seg produksjon av bioetanol 96 % fra krybbe til port per m3 produkt og inkluderer derfor ikke utslipp ved bruk av bioetanol (kjørefasen). Data for bruksfasen av bioetanolbil er derfor basert på litteraturdata fra databasen EcoInvent (2010). Her er drivstoff med 5 % etanolinnbanding i bensin den høyeste etanolinnblandingen. Dataene er ekstrapolert slik at en får resultater fra drivstoff med 100 % etanol ved forbrenning i motor. Det er lagt inn utslipp fra biologisk CO og CO 2 ved kjøring i samsvar med mengden biologisk etanol samtidig som fossil CO/CO 2 er fjernet. Andre utslipp er holdt konstant. Dette er derfor et grovt overslag for GWP fra 100 % etanolbil og må brukes med forsiktighet. I beregningene for mengde uttatt skog per m 3 produkt inngår også den mengden treverk som blir brukt som brensel underveis i prosessen. Transportkategorien inneholder transport av flere råmaterialer enn biomasse. Utslipp fra biologisk CO 2 er ikke inkludert i resultatene i den originale rapporten, men er lagt inn i resultatfila og resultattabellen her.

21 Utslipp fra konvensjonell bensin som bioetanol potensielt erstatter er hentet fra EcoInvent (2010), european fleet average for personbiler som går på bensin Tre i byggevare Data fra bygg er hentet fra Petersen og Solberg (2002), og er en sammenligning av en stålbjelke og en trebjelke. Det er som hovedscenario antatt at trebjelken energiutnyttes og erstatter energiproduksjon basert på norsk elektrisitetsmiks. Trebjelken erstatter produksjon av en stålbjelke basert en blanding av gjenvunnet og jomfruelig stål, hvor det også er lagt inn forskjellige antakelser om hvordan stålet anvendes etter endt bruk. Det er i grunnscenarioet i artikkelen antatt at stålproduksjon baseres på energi produsert fra vannkraft. Da dette anses som usannsynlig er det lagt til belastning ved at kullbasert energi benyttes i stålproduksjonen (discount rate coal energy, scenario G2). Funksjonell enhet i rapporten er m 2 takbjelke. Det er antatt at input m 3 oppgitt i rapporten er fastkubikk og at det viser til det totale uttaket av trevirke som må til for å produsere en m 2 takbjelke. Biologisk CO 2 ikke inkludert i beregningene i artikkelen, men det er antatt at brenning av bjelken medfører like mengder utslipp av biologisk CO 2 som brenning i et lite anlegg med forutsetninger som alternativ 1 i Brekke et al (2008). Scenarioer for at trebjelken erstatter jomfruelig stål (som igjen erstatter jomfruelig stål når det gjenvinnes) er lagt inn i resultatfila, men er ikke presentert i resultattabellen. Scenarioer for at oljebrenning erstattes når trebjelken energiutnyttes er også inkludert i fila Fordeling av utslipp på livsløpsfaser De ulike rapportene studert i dette prosjektet har ulik detaljeringsgrad på resultatene; noen rapporter viser bare de totale miljøpåvirkningene for hvert produkt, mens andre fordeler resultatene på livsløpsfasene. For de rapportene som deler opp utslipp i livsløpsfaser er det forskjellig antall faser og ulik definisjon på hver livsløpsfase. En del studier skiller mellom forbehandling og behandling (produksjon), mens andre inkluderer transporten og forbehandlingen som en del av produksjonen. Det er etter beste evne forsøkt å fordele utslippene i hver rapport inn i seks hovedkategorier: uttak, transport, forbehandling, produksjon, infrastruktur og gevinst ved erstatning av annet produkt/energibærer. Det er viktig å være klar over at dersom en livsløpsfase viser null utslipp, betyr ikke dette nødvendigvis at det er null utslipp i denne livsløpsfasen, men at disse utslippene i datakilden kan være lagt under en annen livsløpsfase. Transport fra produksjonssted til brukssted er som hovedregel inkludert i produksjonsfasen. Tabell 2 gir en oversikt over hva som er inkludert i hver livsløpsfase for hver kilde, og gir således et sammenfattet bilde av de ulike scenarioene.

22 Erstattet med egne forutsetninger (se Kap 3.3.4) Tabell 2 Produkt Kilde Uttak Varme (vedovn) El + varme (lite anlegg) El + varme (industri) BTL v1 BTL (uten CCS) v2 Bioetanol fra fokusert prosess Forutsetninger i livsløpsfasene for de ulike scenarioene Raymer, 2006 Brekke et al., 2008 Brekke et al., 2008 Van Vljet, 2009 Van Vljet, 2009 Edwards et al, 2010 Transport Transport fra høsting til produksjon Transport fra skog til forbehandli ng (17 km for ekskl. GROT) Transport fra skog til forbehandli ng (303 km for ekskl. GROT) Transport (vei + sjø) Transport til forbehandli ng Transport (vei + sjø) Forbehandlin g Transform asjon til flis Pelletsprod uksjon Forbehandl ing (Central Gathering Point) Infrastrukt ur Produksjon, bygging, riving og avhending av anlegg over 20 år Produksjon, bygging, riving og avhending av anlegg over en definert levetid Produksjon Bruk Avhending Produksjon (av ved) og transport til brukssted Utslipp fra biobrenselanle gg med elektrisk effekt på 1 MW, elvirkningsgra d 16 %, varmeviknings grad 64 % Utslipp fra biobrenselanle gg med elektrisk effekt på 100 MW, elvirkningsgra d 27 % og varmeviknings grad 63 % FT conversion plant Virkningsgrad 58 % FT conversion plant Virkningsgrad 58 % Ethanol plant og distribusjon og salg Virkningsgrad 36 % Brenning av ved i ovn Virkningsgr ad 50 % Det er antatt at differansen mellom Well to Wheel og Well to tank tilsvarer forbrenning i motor Forbrennin g i motor Det er antatt at differansen mellom Well to Wheel og Well to tank tilsvarer forbrenning i motor

23 Produkt Kilde Transport Forbehandlin g Bioetanol fra bioraffineri Modahl et al., 2009 EcoInven t 2.2 Produksjon og transport av trær, flis, kjemikalier Produksjon og transport av energibær ere Infrastrukt ur Bygg, tanker og fundament i prosessanlegg Produksjon Bruk Avhending Forbrenning av avfall, forbrenning av olje og andre interne prosesser og transport til kunde Virkningsgrad 73 % Trebjelke Petersen Produksjon av trebjelke (beregnet utslipp for uttak er trukket fra) Estimerte utslipp fra 100% etanol som drivstoff fra EcoInvent basert på drivstoff med 5 % etanol innblandet (se Kap 3.3.8) Energiut nyttelse der elektrisit et basert på norsk elmiks erstattes

24 kg C02-ekvivalenter/kg utatt fm3 biomasse Varme (vedovn) erstatter el (gasskraft) Varme (vedovn) erstatter el (vannkraft) El + varme (lite anlegg) erstatter oljefyring og el (gasskraft) El + varme (lite anlegg) erstatter fjernvarmemiks og el El + varme (industri) erstatter oljefyring og el (gasskraft) El + varme (industri) erstatter fjernvarmemiks og el BTL erstatter diesel v1 (biomasse som energi i produksjon) BTL erstatter diesel v2 (Fossil energikilde) Etanol fra fokusert prosess erstatter bensin Etanol fra bioraffineri erstatter bensin Trebjelke erstatter stål 4 Resultattabeller 4.1 Netto klimagassutslipp Resultatene for hvert av scenarioene vises i Tabell 3 under. Tabell 3 Klimagassutslipp av fossilt CO 2, fordelt på livsløpstrinn og sammenlignet med alternative produksjonskjeder for produkter av biomasse fra skog (per fm 3 ). Det kan være vanskelig å lese tabellen med mange celler og liten tekst, men man kan altså der finne utslipp av fossilt CO 2 fra ulike livsløpsfaser, de totale resultatene og hvor store klimagassutslipp som spares for hvert av scenarioene. For lettere å forstå hvordan rangeringen er mellom de ulike scenarioene er besparelsen i absolutte termer vist i Figur 4 under Figur 4 Netto klimagassutslipp spart ved bruk av tre til ulike formål jamført med alternativer. Biomasse som byggevare oppnår høyest klimagevinst. Dette kan forklares ved at biomassen underveis i livsløpet oppfyller to funksjoner som erstatter to ulike alternative produkter, først stål som byggemateriale og videre andre energibærere når bjelken energiutnyttes. Resultatene viser at produksjon av el og varme i et større anlegg kan medføre lavere klimabelastning enn produksjon av drivstoff fra biomasse, noe som sannsynligvis skyldes at direkte energiutnyttelse har høyere virkningsgrad og færre produksjonstrinn.

25 kg CO2-ekvivalenter/kg uttatt fm3 biomasse Varme (vedovn) erstatter el (gasskraft) Varme (vedovn) erstatter el (vannkraft) El + varme (lite anlegg) erstatter oljefyring og el (gasskraft) El + varme (lite anlegg) erstatter fjernvarmemiks og el (vannkraft) El + varme (industri) erstatter oljefyring og el (gasskraft) El + varme (industri) erstatter fjernvarmemiks og el (vannkraft) BTL erstatter diesel v1 (biomasse som energi i produksjon) BTL erstatter diesel v2 (Fossil energikilde) Etanol fra fokusert prosess erstatter bensin Etanol fra bioraffineri erstatter bensin Trebjelke erstatter stål For energiutnyttelse gir stort anlegg høyere gevinst enn små anlegg og brenning i vedovn grunnet høyere virkningsgrad. Det kan være verdt å merke seg at to av scenarioene ikke gir gevinst, men snarere høyere klimagassutslipp enn produksjonsrutene de sammenlignes med. For varme fra ved hvor vannkraft erstattes skyldes det svært lave klimagassutslipp for alternativ produksjonsrute, mens det for BTL med bruk av fossile energikilder i produksjonen skyldes at de fossile klimagassutslippene blir høye. Det viser at det ikke kan konkluderes med at biomassebaserte produksjonssystemer må være bedre enn alternativer i et klimaperspektiv, og at det må undersøkes for hvert enkelt tilfelle. Klimagassutslipp fra de samme scenarioene, der utslippene er fordelt på livsløpsfasene vises i Figur 5 nedenfor Figur 5 klimagassutslipp fordelt på livsløpstrinn. Gevinst Avhending Bruk Produksjon Infrastruktur Forbehandling Transport Uttak Resultatene viser at for scenarioer for energiutnyttelse er det transporten av biomassen som medfører mesteparten av utslippene. For enkelte av drivstoffscenarioene har produksjonsfasen stor betydning. For byggscenarioet står produksjonsfasen for størsteparten av utslippene. Forbrenning av trebjelken medfører en liten gevinst sammenlignet med gevinsten ved at trebjelken erstatter en bjelke av stål. Uttak o har generelt relativt lave klimabelastninger sammenlignet med utslipp fra de andre livsløpsfasene. 4.2 Direkte utslipp