AUTHOR(S) Christine Hung Christian Solli

Transkript

1 Side 1 Improving products and organizations through systems understanding MiSA AS Beddingen 14 NO-7014 Trondheim NORWAY PHONE (+47) ORG. NO. NO MVA TYPE Report CLASSFICATION Open MiSA REPORT NO. 2/2011 TITLE Livsløpsvurdering av ulike alternativer for bruk av våtorganisk avfall i Trondheim SUB-TITLE AUTHOR(S) Christine Hung Christian Solli CUSTOMER Trondheim Kommune CUSTOMER REFERENCE Knut Jørgen Bakkejord PROJECT NUMBER/ REFERENCE PROJECT MANAGER Christian Solli PAGES 42 APPENDICES 2 Date SUMMARY Fem alternativer for behandling av organisk husholdningsavfall fra Trondheim kommune ble studert. Forbrenning og anaerob råtning av avfallet på tre alternative lokasjoner, ble tatt i betraktning. Referansecaset (case 0) representerer forbrenning i Trondheim på Heimdal fjernvarme, som er dagens situasjon. I case 1, er transportert avfallet til- og forbrent på, Korstaverket varmekraftanlegg i Sundsvall i Sverige. De siste tre case omhandler biogassproduksjon i Trondheim, Verdal og Sundsvall. De ulike scenarioene har anlegg på forskjellige steder og har ulike sluttprodukter. Derfor er funksjonsbeskrivelsen basert på alle de produktene som potensielt kan leveres av alle scenarioene. Den funksjonelle miksen som blir studert er: Fjernvarmeleveranse i Trondheim, 33,2 TJ/år Fjernvarme i Sundsvall 34,8 TJ/år Elektrisitet i Sundsvall 5 TJ/år Bussfremdrift i Trondheim v-km/år Gjødsel i Trondheim kg N/år Resultatene viser at mens biogassanleggene har nesten ingen forbedring av global oppvarming påvirkning i forhold til dagens behandling av avfall, er forbedringen inne lokal luftforurensing og fossil ressursbruk, større (-19% til -82%) i forhold til case 0. Resultatene er imidlertid til dels sensitive til forutsetninger i analysen; dette illustreres i en omfattende sensitivitetsanalyse. Disse analysene viser viktigheten av valg av ulike parameterverdier. De faktorer som spiller størst rollen i analysen inkluderer nedre brennverdi

2 Side 2 (LHV) og metanutbytte fra organisk avfall, samt drivstofforbruk i bybussene. Antagelser om hvilket drivstoff som skal bli erstattet med biogass, og om CO2 fra biogassproduksjonen blir sluppet ut til atmosfæren påvirker også resultatene. I tilegg undersøkes ulike elektrisitetsmikser og ulike fjernvarmekilder NØKKELORD Livsløpsvurdering Organisk avfall Fjernvarme Biogass KEYWORD(S)

3 Side 3 Innholdsfortegnelse Innholdsfortegnelse... 3 Sammendrag Innledning Livsløpsvurdering (LCA) Mål og omfang Inventaranalyse (LCI) Prosessbasert LCA Miljøutvidet kryssløpsanalyse (Environmentally extended input-output analysis) Hybride analyser Miljøkonsekvensanalyse (LCIA) Tolkning Mål og omfang for studien Generelt om systemutvidelse Funksjonell enhet og systembeskrivelse Systembeskrivelse Systemutvidelse Senstivitetsanalyse Software og datakilder Miljøpåvirkninger som er vektlagt Resultater og diskusjon Sensitivitetsanalyse Konklusjon Referanser Appendix A. Additional information and sensitivity analysis Appendix B. Introduction to environmental impacts in LCA... 42

4 Side 4 Sammendrag Fem alternativer for behandling av organisk husholdningsavfall fra Trondheim kommune ble studert. Forbrenning og anaerob råtning av avfallet på tre alternative lokasjoner, ble tatt i betraktning. Referansecaset (case 0) representerer forbrenning i Trondheim på Heimdal fjernvarme, som er dagens situasjon. I case 1, er transportert avfallet til- og forbrent på, Korstaverket varmekraftanlegg i Sundsvall i Sverige. De siste tre case omhandler biogassproduksjon i Trondheim, Verdal og Sundsvall. De ulike scenarioene har anlegg på forskjellige steder og har ulike sluttprodukter. Derfor er funksjonsbeskrivelsen basert på alle de produktene som potensielt kan leveres av alle scenarioene. Den funksjonelle miksen som blir studert er: Fjernvarmeleveranse i Trondheim, 33,2 TJ/år Fjernvarme i Sundsvall 34,8 TJ/år Elektrisitet i Sundsvall 5 TJ/år Bussfremdrift i Trondheim v-km/år Gjødsel i Trondheim kg N/år Resultatene viser at mens biogassanleggene har nesten ingen forbedring av global oppvarming påvirkning i forhold til dagens behandling av avfall, er forbedringen inne lokal luftforurensing og fossil ressursbruk, større (-19% til -82%) i forhold til case % 0 % 10 % Forskjell fra case 0 (%) 20 % 30 % 40 % 50 % 60 % 70 % 80 % 90 % Global oppvarming Fotokjemisk oksidasjonsdannelse Partikler Fossile ressurser Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Resultatene er imidlertid til dels sensitive til forutsetninger i analysen; dette illustreres i en omfattende sensitivitetsanalyse. Disse analysene viser viktigheten av valg av ulike parameterverdier. De faktorer som spiller størst rollen i analysen inkluderer nedre brennverdi (LHV) og metanutbytte fra organisk avfall, samt drivstofforbruk i bybussene. Antagelser om hvilket drivstoff som skal bli erstattet med biogass, og om CO2 fra biogassproduksjonen blir sluppet ut til atmosfæren påvirker også resultatene. I tilegg undersøkes ulike elektrisitetsmikser og ulike fjernvarmekilder.

5 Side 5 1 Innledning Denne rapporten er en studie bestilt fra Trondheim kommune. Studien skal sammenligne miljøkonsekvensene av flere alternativer for sluttbruk av organisk husholdningsavfall i Trondheim. Det er mulig å separere denne fraksjonen av husholdningsavfallet og bruke den som råmateriale til produksjon av elektrisitet og varme eller biogass produksjon. Eventuell biogass vil bli brukt som drivstoff til busser i Trondheimsregionen. I dag brukes den våtorganiske fraksjonen til å produsere fjernvarme. Det har tidligere blitt utført studier av alternativ biogassutnyttelse og aspekter som innsamling etc. Trondheim kommune undersøker potensialet for bruk av kildesortert våtorganisk husholdsavfall til produksjon av biogass for bruk i bybusser. De forskjellige anleggene som er tatt i betraktning inkluderer eksisterende anlegg i Verdal og Sundsvall, og et nytt biogassanlegg som kan bli bygd i Trondheim. Effektene fra forbrenning, og evt. bortfall av forbrenning, av avfallet på Heimdal Fjernvarme (dagens scenario) og på Korstaverket kraftvarmeanlegg i Sundsvall, er også tatt i betraktning. På grunn av forskjellige produkter og lokasjoner assosiert med hvert scenario, har vi brukt systemutvidelse for å muliggjøre en sammenligning av global miljøpåvirkning som følge av en beslutning om hva som skal skje med det våtorganiske avfallet i Trondheim. Som følge av systemutvidelsen, har alle scenariene den samme funksjonen; forskjellen ligger i hvordan funksjonen blir produsert. Den funksjonelle enheten i analysen systemet er definert som en miks av alle de potensielle produktene som kan bli produsert fra det organiske avfallet i alle de forskjellige scenariene kommunen har definert Det tas utgangspunkt i t/år avfall. På grunn av stor usikkerhet i flere av systemparameterne har sensitivitetsanalyser blitt utført for å synliggjøre effekten på konklusjonene i analysen. 2 Livsløpsvurdering (LCA) Livsløpsvurdering (LCA) er analysen av miljøpåvirkning gjennom livsløpet til produktsystemer. Forståelsen av at miljøpåvirkning ikke er begrenset til enkeltlokasjoner eller -produkter; men snarere kan sees som konsekvenser av livsløpsdesign av produkter og tjenester, er sentral i denne metoden. Livsløpet dekker alle aktiviteter fra utvinning av råmaterialer slik som jernmalm, kull olje osv. via produksjon, bruk og avhending og evt. gjenbruk eller resirkulering (Wenzel et al. 1997; Guinée 2001; Baumann and Tillman 2004; ISO 2006; Johansson 2008). Kombinasjonen av en kvantitativ tilnærming og et holistisk perspektiv fører til at man kan identifisere trade-offs mellom ulike løsninger og således er velegnet som beslutningsstøtte. LCA tilbyr to viktige systemperspektiv som er essensielle når man undersøker teknologier i et helhetsperspektiv:

6 Side 6 LCA dekker alle livsløpsfaser fra vugge til grav og kan derfor avdekke mulige tradeoffs og problemskifte mellom ulike faser i et produkts livsløps. LCA dekker mange forskjellig typer miljøpåvirkning og kan avdekke om forbedring innen en type miljøbelastning kan føre til økt belastning innen andre kategorier. LCA har de siste 4 tiårene utviklet seg fra en ide om kumulativ ressursinnsats i verdikjeder til et vitenskaplig felt som inkluderer metoder for å konstruere inventar (Heijungs and Suh 2002) og miljøkonsekvensmodellering (Udo de Haes et al. 2002). Problemer knyttet til å inkludere alle signifikante prosesser i et livsløpsinventar er velkjente (Norris 2002) og hybride metoder har blitt utviklet som et svar på dette (Suh 2004; Suh et al. 2004). Hybride metoder kobler sammen tradisjonelle prosessbaserte livsløpsinventar, med såkalt kryssløpsanalyse (Heijungs and Suh 2002; Strømman 2005; Strømman et al. 2006). Se for øvrig de påfølgende kapitler for mer om dette. Det standardiserte rammeverket for LCA skisserer 4 iterative faser i analysen (Figur 1). Disse blir presenter kort i det følgende; detaljert informasjon finnes i andre kilder (e.g., Wenzel et al. 1997; Hauschild and Wenzel 1998; Guinée 2001; Heijungs and Suh 2002; Baumann and Tillman 2004; ISO 2006). 2.1 Mål og omfang Den første fasen i en LCA er den desidert viktigste; den består i å formulere hva som er det konkrete målet for analysen, hva systemgrensene skal være, hvilken allokeringsmekanisme man skal bruke, og hvilke metoder som benyttes for inventar og konsekvensanalyse. Etter at formålet er etablert, må man definere en funksjonell enhet. Den funksjonelle enheten er en kvantifisering av den eller de funksjonene system(ene) leverer. Den er basis for sammenlikning i LCA og man bør bruke god tid på å definere en fornuftig funksjonell enhet hvis man skal kunne produsere sammenliknbare resultater på tvers av studier. Figur 1: Den iterative prosedyren i LCA.(Redrawn from ISO 2006) Eksempler på funksjonelle enheter kan være 1 person-km (transport), 1 m2-år beskyttet flate (maling og alternativer), 1 kwh varme levert til husholdning (energi)etc. LCA kan brukes for ulike formål, som for eksempel benchmarking, varedeklarasjoner, prosessutvikling og beslutningsstøtte. Studiens design begrenser i stor grad hvilke spørsmål som kan besvares. Man bør derfor nøye vurdere aspekter som cut-offs i inventaret, samt tid og geografi.

7 Side Inventaranalyse (LCI) Den andre fasen i en LCA består i å etablere en modell som: a) Kan beregne de totale utslippene av ulike substanser til luft, jord og vann fra alle de prosesser som er nødvendig for å levere en funksjonell enhet b) Er fleksibel nok til å tolke resultatene grundig og endre forutsetninger underveis Det finnes ulike metoder å etablere et slikt utslippsinventar på, disse er beskrevet nedenfor Prosessbasert LCA Prosess-LCA er en såkalt bottom-up -metode, det vil si en metode hvor man begynner å samle data for en mengde ulike prosesser i systemet på detaljnivå. Man vet imidlertid ikke før man begynner hvilke typer data som er viktige og hvilke som er insignifikante og kan behandles mindre grundig. Miljøutvidet kryssløpsanalyse (neste kapittel) er en top-down -metode, hvor man kjapt får en god oversikt over alle involverte prosesser (sektorer), men hvor man mangler spesifisiteten som LCA tilbyr. Normalt deler man opp modellen man etablerer i et forgrunnssystem og bakgrunnssystem. Bakgrunnssystemet består normalt av en generisk LCAdatabase som inneholder flere tusen ulike prosesser. De prosessene som er spesifikke for systemet man studerer, organiseres i et forgrunnssystem. For alle prosesser modelleres en enhetsprosess hvor alle innsatsfaktorer (fra naturen, bakgrunnssystem eller andre forgrunnsprosesser), samt alle utslipp som er nødvendig for å levere en enhet av den aktuelle prosessen. Hvis alle prosesser i systemet modelleres og knyttes sammen på denne måten, får man en modell som kan beregne utslippene for en gitt funksjonell enhet Miljøutvidet kryssløpsanalyse (Environmentally extended input-output analysis) Kryssløpsanalyse (IOA) ble opprinnelig utviklet av Wassily Leontief på 30-tallet (Leontief 1936) som en metode for å studere relasjonene mellom sektorene i økonomien. På begynnelsen av 70- tallet formulerte han et rammeverk for å utvide analysen med miljøinformasjon (Leontief 1970). Hovedideen er å benytte informasjon som finnes i nasjonalregnskapet sammen med utslippstatistikk for ulike økonomiske sektorer for å kalkulere alle direkte og indirekte utslipp forbundet med å levere en gitt miks av varer eller tjenester til sluttkonsum. De økonomiske ringvirkningene av å etterspørre 1 NOK fra en sektor i økonomien kan kalkuleres og spores gjennom alle de sammenkoblede sektorene i økonomien i en uendelig (men konvergerende) serie av etterspørsel mellom sektorer. Når den totale økonomiske aktiviteten generert av denne etterspørselen er beregnet, kan man så multiplisere denne med utslippsintensiteter for hver sektor for å finne totale (livsløps-) utslipp knyttet til denne leveransen på 1 NOK fra en gitt sektor. Når selve utslippene er beregnet følger beregningene den samme prosedyren som i en livsløpsvurdering; hver utslippstype blir tilegnet en faktor etter hvor mye den påvirker en miljøpåvirkningskategori i forhold til en referansesubstans. For global oppvarming er denne oftest CO2-ekvivalenter i et 100-årsperspektiv. Metodikken er utviklet betraktelig siden Leontief sin tid, både som ren miljøutvidet kryssløpsanalyse (Suh and Huppes 2002), multiregional analyse (Peters and Hertwich 2006a, 2008) og strukturelle studier (Peters and Hertwich 2006b; Guan et al. 2008; Guan et al. 2009). Strukturen i-, og kompilering av-, kryssløpstabeller er beskrevet av United Nations (1999).

8 Side Hybride analyser Prosessbasert LCA bruker spesifikke fysiske data for et produksjonssystem til å beregne miljøbelastninger, men har blitt kritisert for å utelate signifikante bidrag til totalutslippene (Lenzen 2001; Norris 2002; Strømman et al. 2006). Dette kalles cut-off og er spesielt relevant for prosesser langt oppstrøms det systemet som studeres, samt tjenestebaserte aktiviteter. På den andre siden har man kryssløpsanalyse, som i stor grad dekker alle aktiviteter, både langt oppstrøms og tjenester, men på bekostning av spesifisiteten som prosessbasert LCA har. Flere studier kombinerer disse tilnærmingene i hybride analyser for å utnytte fordelene som hører til hver metode (Treloar 1997; Nakamura and Kondo 2002; Suh et al. 2004; Suh and Huppes 2005; Strømman and Solli 2008). Slike tilnærminger har også blitt benyttet i en rekke case-studier (Marheineke et al. 1999; Treloar et al. 2000; Lenzen 2002; Solli et al. 2006; Strømman et al. 2006; Michelsen et al. 2008; Larsen and Hertwich 2009). Fordelen med en hybrid analyse er at man sikrer at alle utslipp blir med i analysen samtidig som man har tilstrekkelig med detalj på utvalgte 2.3 Miljøkonsekvensanalyse (LCIA) I inventaranalysen får man en oversikt over alle utslipp knyttet til å levere en funksjonell enhet, samt hvilke livsløpsfaser og prosesser utslippene stammer fra. Som regel dreier det seg om flere tusen forskjellige typer utslipp som slippes ut til ulike resipienter som luft, ulike typer vann, ulike typer jord etc. For en beslutningstaker er en slik lang liste nærmest meningsløs; den krever en aggregering til færre indikatorer for å gi mening. Denne fasen av en LCA kalles miljøkonsekvensanalyse (impact assessment). I korthet består den i å oversette den lange listen med utslippstall til et mer begrenset utvalg miljøpåvirkning innen ulike kategorier. Eksempler på slike kategorier er global oppvarming, forsuring eller påvirkning av menneskelig helse. Hovedfasen i LCIA er å etablere årsak-virkning-kjedene fra et utslipp skjer, gjennom spredning gjennom ulike medier, frem til det skjer en eller annen intervensjon eller skade. Det trekker derfor på svært mange andre fagområder, både når det gjelder modellering av spredning, eksponering og eventuelle skader ved et gitt eksponeringsnivå. Som regel benytter man seg av ferdigkonstruerte sett med karakteriseringsfaktorer når man utfører en LCA. Resultatet er en liste over ekvivalensfaktorer som sier noe om ulike substansers påvirkning innen en miljøkategori, relativt til et referansestoff. En siste mulighet innen konsekvensvurdering er å vekte sammen resultatene for de ulike miljøpåvirkningskategoriene til en eller flere aggregerte hovedkategorier for samlet miljøbelastning. Dette steget er valgfritt og bør ikke gjøres uten at også de mer detaljerte resultatene blir presentert.

9 Side 9 Figur 2: Venstre: CO2-ekvivalenter for global oppvarming; høyre: 1,4-DCB-ekvilenter for menneskelig toksisk risikoer. 2.4 Tolkning Den siste fasen i LCA er analyse og tolkning av resultater. Dette innebærer først og fremst en vurdering av om resultatene som systemet kan fremskaffe er relevant for det målet og omfanget som ble definert i starten av studien. Hvis dette ikke er tilfellet fører det til at man må reiterere mål og omfang, metodiske valg, eller eventuelt LCI eller LCIA-steget i analysen for å gjøre resultatene mer relevant i beslutningsprosessen. Systemet bør være konstruert slik (i LCI-fasen) at man enkelt kan se de ulike livsløpsfasene og systemprosessene sine bidrag til miljøbelastning ift leveranse av en funksjonell enhet. Slik får man en ordentlig oversikt over alle aspekter ved de ulike miljøpåvirkningene og kan lettere identifisere mulige områder for forbedring. I tillegg er det lettere å identifisere feil i inventaret om det er strukturert på en slik transparent måte. I denne fasen bør man også vurdere usikkerhet i resultatene og undersøke hvor sensitivt resultatet er i forhold til (usikre) antakelser som er gjort. 3 Mål og omfang for studien 3.1 Generelt om systemutvidelse Noen ganger har en prosess flere produkter. Når det skjer, man må tenke å hvordan man skal allokere utslippene til hvert produkt. Utslippene kan bli allokert etter produktenes økonomiske verdi, vekt, energi eller eksergi, osv allokering er imidlertid ikke alltid en god løsning på problemet. En alternativ løsning til er systemutvidelse. Denne metoden erstatter produkter med et liknende produkt for å oppfylle den samme systemfunksjonen. Systemutvidelse har også svakheter siden analytiker må undersøke og gjøre valg av passende teknologier til konteksten. 3.2 Funksjonell enhet og systembeskrivelse Den funksjonelle enheten brukte i denne studien er basert på tankegangen om at man skal gå fra en situasjon (referansesituasjon, case 0) hvor tonn organisk avfall forbrennes og produserer fjernvarme i Trondheim, til 4 alternative situasjoner for hvordan avfallet skal brukes. Funksjonsbeskrivelsen i analysen baserer seg derfor på alle de produktene som kan leveres av alle de ulike scenarioene for bruk av avfallet. Dette inkluderer forbrenning i fjernvarmeanlegg i

10 Side 10 Sverige i tillegg til 3 ulike alternativer for biogassproduksjon for bruk i busser. Den totale funksjonsmiksen som må oppfylles i hver case inkluderer derfor: Fjernvarmeleveranse i Trondheim, 33,2 TJ/år Fjernvarme i Sundsvall 34,8 TJ/år Elektrisitet i Sundsvall 5 TJ/år Bussfremdrift i Trondheim v-km/år Gjødsel i Trondheim kg NPK/år Analysen definerer derfor alternative produksjonsmåter for de ovennevnte funksjoner i fall det ikke blir supplert fra det organiske avfallet. Den eksakte funksjonsmiksen er beskrevet nærmere i systembeskrivelsen. Studien består av fem case. Referansescenarioet (case 0) er dagens bruk av avfallet hvor avfallet forbrennes i fjernvarmeanlegget på Heimdal. I case 1, blir avfallet er kjørt til Korstaverket kraftvarmeanlegg i Sundsvall, Sverige og så forbrent for å produsere elektrisitet og varme. Case 2, 3 og 4 undersøker biogassanlegg på forskjellige steder. Anleggene produserer oppgradert biogass til bruk i bybusser i Trondheim som komprimert biogass. Disse anleggene ligger i Trondheim, Verdal (Ecopro AS) og Sundsvall, henholdsvis. Modellen er basert på de eksisterende anleggene i Verdal og Sundsvall, mens det i Trondheim ikke har blitt bygget ennå Systembeskrivelse Figur 1 gir en oversikt over de fem casene og hvilke produkter de produserer. De videre avsnittene beskriver de ulike systemkomponentene i detalj, samt går gjennom nøkkelantakelser og datakilder som er benyttet. Figur 3: Oversikt over det studerte systemet

11 Side 11 Avfallssammensetning og -forbrenning For beregning av utslipp, karbonbalanse og energi, er den tørre støkiometriske sammensetningen av organisk husholdningsavfall antatt som C 5 H 8,5 O 4 N 0,2 (Liwarska-Bizukojc and Ledakowicz 2003)og nedre brennverdi som 4,15 MJ/kg vått avfall, som er gjennomsnitt av alle verdier funnet i litteraturen (Tabell 1). Det er regnet med 70% vann i avfallet. Tabell 1: Nedre brennverdi av våt organisk husholdningsavfall Nedre brennverdi Kilde MJ/kg våt avfall COWI/NORSAS (Neidel 2010) 5,62 Østfoldforskning (Lyng et al. 2009) 2,30 Koufodimos & Samaras (2002) 1,49 Björklund, Bjuggren et al (1999) 4,34 Mårtensson (2007) 4,50 Faiij, van Doorn et al. (1997) 4,00 Petersen, Berg, Rönnegård (2005) 6,10 Themelis, Kim, Brady (2002) 5,35 Pertl, Mostbauer, Obersteiner (2010) 2,73 Ecoinvent (biowaste) 5,10 Gjennomsnitt 4,15 Heimdal fjernvarme anlegget var regnet med effektivitet på 80% (fra LHV i brensel til varme levert i fjernvarmenettet), som er gjennomsnittlig effektivitet i fjernvarmeanlegg, biorest-, avfalleller spillvarmeanlegg (Juhler 2010). Korstaverket kraftvarmeanlegg er regnet med en antatt effektivitet på 96% (Sundsvall Energi 2010), hvorav elektrisitet var 12%, og 84% til fjernvarme. Effektivitet var beregnet fra årlige produksjonstall. Drivstoff til bybusser Den primære funksjonen i biogasscenarioene er produksjon av biogass til bruk som drivstoff. Det trenger forbehandling, hygienisering, og anaerob råtning av organisk matavfall, i tillegg til oppgradering av produsert biogass. Det endelige biogassproduktet blir komprimert og transportert tilbake til Trondheim i stålgassflasker. Bussene i Trondheim bruker komprimert naturgass men kan også bruke biogass. Drivstofføkonomien til disse bussene er antatt å være 0,65 L flytende biogass/km (ekvivalent til ca 0,38 Nm 3 /km), som er tallet forsynt fra AtB, bybusselskapet i Trondheim. Dette tallet er lavere (mer optimistisk) enn de fleste litteraturverdier for biogassbusser (Tabell 2). Det er antatt at biogass som brukes til bussene er 100% CH 4, uten urenheter. Tettheten av dieseldrivstoff er satt til 0,84 kg/l.

12 Side 12 Tabell 2: Brenselforbruk til bybusser Kilde Biogass (Nm3/km) Diesel (L/km) Kuwahara, Berni et al (1999) 0,5207 0,4 CALSTART (Rutledge 2004) 0,35 - Baesen 0,65 0,5 Denys, Couturier (1999) 0,55 0,41 Trondheim Kommune/AtB 0,38 1 0,5 (Myhren 2010) Gjennomsnitt 0,5367 0,4525 Produksjon av biogass Litteraturverdier for biogassutbytte fra anaerob råtning varierer mye, og avhenger av sammensetningen av råmaterialer, råtningsparameterne og hvorvidt råmaterialer er forbehandlet med termisk hydrolyse. Det er antatt at råtning tar plass under mesofile betingelser, med cirka 20 dagers oppholdstid. Utbyttet brukt i base case er 546 Nm3 CH4/t VS ; VS-innhold av organisk matavfall er satt til 28,1% (Bjarnhagen et al. 2009). Ettersom disse tallene antar termisk hydrolyse, som har høyere utbytte enn prosessene uten forbehandling, er denne verdien høyere enn de fleste andre. Likevel, siden både Verdal- og Sundsvallanleggene har termisk hydrolyse til forbehandling, ble det ansett som den meste aktuelle verdi å bruke i studien. Sensitivitetsanalyse ble beregnet med en lav utbytteverdi på 380 Nm3 CH4/t VS. Den samme verdi for volatile solids ble brukt i begge case. Metaninnhold i biogassen fra anaerob råtning ble antatt til 57% (volum). De resterende 43% er CO2, samt urenheter som H2S. Energibruk på alle biogassanleggene var estimert med energioverslag fra Sundsvall-forstudien (Bjarnhagen et al. 2009). Netto varme og energiforbruk uten oppgraderingsprosessene fra rapporten var skalert til netto metanproduksjon for å få et anslag på el og varmeforbruk per enhet volum av gass produsert. Det resulterte i et elektrisitetsforbruk på 2,54 MJ/Nm 3 og varmebruk på 9,38 MJ/Nm 3. Energibruk til oppgradering er avhengig av den valgte prosessen (Tabell 3). Forskjellige biogassoppgraderingsprosesser ble valgt for biogassanleggene i studien. Sundsvall har allerede en kryogenisk oppgradering prosess på plass (Lovgren 2010), derfor ble denne teknologien valgt til case 4. Denne teknologi skiller metan og CO2, begge deler som væske. I base case er denne imidlertid transportert som komprimert gass. For Trondheim og Verdal biogasscase, brukes imidlertid de middelverdier for el. behov og metanutbytte som står i Tabell 3 (0,97 MJ/m 3 biogass, 96% metanutbytte). Denne tilnærmingen ble brukt fordi disse fasilitetene ikke har noen oppgraderingsfunksjon i dag, samt at kryogenisk oppgradering fremdeles er en usikker teknologi. I tillegg, ble det også antatt at 1 MJ/Nm3 oppgardert biogass er nødvendig for å komprimere den oppgraderte biogassen til 200 bar for transport (Persson 2003). 1 Rapportert som 0,65 L/km flytende biogass

13 Side 13 Tabell 3: Biogassoppgraderingsteknologier (Pertl et al. 2010) Teknologi El. forbruk MJ/m 3 rå biogass Metanutbytte % av rå biogass Selektiv adsorpsjon ved 0,72 96 trykkoscillasjon Absorpsjon med vann 0,97 99 Membransepararing 1,80 94 Kryogenisk separaring (Scandinavian GtS) (Johansson 2008) 1,63 99,5 I Sundsvall dekkes varmebehovet fra Korstaverket kraftvarme og derfor var fjernvarmens kildemiks brukt til å modellere varmekilden. For sammenlignings skyld, ble det antatt at fjernvarmekilden i Trondheim ble brukt til Trondheim og Verdal anleggene også. Ettersom det er ingen biogassanlegg i Trondheim enda, inkluderer case 2 også bygging av biogassanlegget, antatt å ha en levetid på 25 år. Distribusjon av biogass drivstoff Som omtalt tidligere, kan biogass drivstoff bli transportert tilbake til Trondheim som komprimert gass eller som væske. Fasen som biogass er transportert og lagret i kan påvirke hva slags pumpe som trengs på bensinstasjonen og derfor elektrisitetsforbruk på stasjonen. Hvis gassen er lagret som komprimert gass, bruker pumpene 0,11 kwh/nm3 i tillegg til 0,16 kwh/nm3 som forbrukes til komprimering av gassen til trykk (Sjödahl 2009). Hvis gassen er transportert og lagret som væske, er energibehovet til distribusjon mye lavere, rundt 0,055 kwh/nm3, som inkluderer komprimering til å lagre drivstoffet som komprimert gass på bussene. Energibruk til kondensering av biogass er antatt at 2,66 MJ/kg CH 4, som er gjennomsnitt mellom to teknologier i Johansson (2008) Transport Transport av våtorganisk avfall til biogassanleggene og transport av biogassproduktet fra anlegget tilbake til Trondheim er tatt i betraktning. Råtningsslam er antatt å bli brukt på stedet og inkluderer ikke transport. Transportavstander henholdsvis er 10, 90 og 450 km per enveis reise til fasiliteter i Trondheim, Verdal og Sundsvall. Transport av avfallet og flytende biogass ble modellert med en 50% lastfaktor, som antar en full belastning den ene veien, og en tom belastning den andre. Transport av komprimert biogass ble modellert med full belastning tur og retur fordi de stål tankene som inneholder gassen veier 95% av nyttelasten og må bli brakt tilbake (Johansson 2008). Kjøretøyene som ble brukt i modellen var antatt med bruk av diesel drivstoff og en 24 t nyttelast ((Sundsvall Energi ; Brenne 2010)). El og fjernvarme Elektrisitet som er brukt i Trondheim og Verdal er antatt å bli forsynt fra den gjennomsnittlige norske konsummiksen fra 2007 til 2009, mens elektrisitet brukt i Sundsvall er fra NORDEL (nordisk) el miks, gjennomsnitt mellom 2006 og 2008.

14 Side 14 Energikildene for fjernvarmeanleggene i Trondheim (Heimdal) og Sundsvall (Korstaverket) er betraktet ( Figur 4). I base case scenarioet er fjernvarmekilder uten avfallsandelen brukt til å erstatte bortfalle av det organiske avfallet (Figur 5). De fleste kildene er modellert med modifiserte EcoInvent-prosesser. I noen tilfeller er det imidlertid ingen ekvivalent prosess i databasen. I så tilfelle har vi benyttet en liknende prosess. For eksempel, bruk av deponigass på Korstaverket ble modellert som biogass ettersom de to gassene har liknende kjemisk sammensetning. Tretjære var modellert som lett fyringsolje, noe som åpenbart ikke er riktig, men likevel antas å være av marginal betydning på grunn av skala. Spillvarmen som brukes på Korstaverket ble betraktet som en fri kilde og derfor har ingen assosierte utslipp på grunn av allokering.

15 Side 15 Figur 4: Sammensetning av fjernvarmekilder i Trondheim og Sundsvall (Brenne 2010; Sundsvall Energi 2010) 3 % 38 % 30 % 2 % 10 % 6 % 15 % Deponigass Biobrensel El. kjele Olje 4 % LNG 47 % Tallbeckolje 4 % 40 % Spillvarme (fri) Figur 5: Sammensetning av fjernvarme kilder i Trondheim (ytterst) og Sundsvall (innerst) unntatt avfall (Brenne 2010; Sundsvall Energi 2010) Gjødsel Råtningsslammet kan brukes til å erstatte kunstgjødsel (Hagner et al. 2009). I tillegg har det kvaliteter knyttet til jordforbedring. Vi har derfor næringsinnholdet av råtningsslammet for å estimere hvor mye ekvivalent kunstgjødsel vi kan erstatte. Råtningsslammet fra reaktoren er

16 Side 16 antatt å innholde næringsstoff som står i studie fra Norsk Landbruksrådgiving (Borjesson and Berglund 2007). Studien analyserer næringsinnholdet av biorest fra husholdningsavfall og slakteriavfall. Ammoniakkholdig nitrogen var antatt som ernæringsnitrogen innhold i råtningsslam. Mengden av nitrogen i råtningsslam er tilpasset til kunstgjødsel, som er systemutvidelsesproduktet. I tillegg er det antatt at avrenning av næringsstoff fra bruk av råtningsslam og kunstgjødsel som jordforbedring er det samme og at spredning av disse produktene er ekskluderte fra systemgrensene. Kunstgjødselen som erstatter råtningsslam som systemutvidelsesprodukt er antatt som ammoniumnitrat. Tabell 4: Næringsinnhold av råtningsslam Næringsstoff Mengde i råtningsslam (kg/t) Nitrogen 1,3 (ammoniakkholdig) Fosfor 0,4 Kalium 0,7 En massebalanse av karbon ble beregnet med utgangspunkt i den kjemiske sammensetningen til organisk husholdningsavfall og biogassutbytte, for å finne karboninnholdet i råtningsslammet. Siden hva som skjer med karbonet i råtningsslammet i stor utstrekning er ukjent, ble to ekstreme scenarioer studert. I det første, som er brukt i base-caseevalueringen, er det antatt at alt karboninnhold i råtningsslammet er stabilt og derfor ikke sluppet ut til atmosfæren (eventuelt at det oppfører seg på samme måte som eventuelle andre jordforbedringsprodukt). I den andre er det antatt at alt karbonet i råtningsslammet slipper ut til atmosfæren som CO2. Den meste realistiske tilfelle er at en liten fraksjon av karboninnholdet slippes ut som CH4 eller CO2 (eller begge deler) mens gjenstående karbon er relativt stabilt og ikke gir mer utslipp enn hva som ville vært tilfelle uten spredning av slammet. Avdamping, prosessutslipp og tap Ettersom gassutslipp kan bli tapt gjennom hele verdikjeden via lekkasjer i rørene, takene, ventiler og, ikke minst, i oppgraderingsprosessen, må disse utslippene inkluderes. I tillegg antar vi at 1% av total biogass produsert er tapt i gjennom hele verdikjeden (Ecoinvent Centre 2008) Systemutvidelse Som tidligere nevnt må vi bruke systemutvidelse for å sammenlikne de fem casene på en rettferdig måte. For eksempel, med case 2-4 blir drivstoff til bybusser produsert fra matavfall. I casene 0 og 1, blir matavfallet forbrent, og derfor er det ikke noe drivstoff produsert. Da må en ekvivalent mengde av erstatningsdrivstoff (diesel eller naturgass i denne studien) bli inkludert i case 0 og 1. En ekvivalent mengde er den samme mengde av funksjon. Med hensyn til denne studien, er funksjonen den lengde som kan bli kjørt med biogass drivstoff produsert i case 2-4. Fordi case 2-4 produserer forskjellige mengder biogass drivstoff, er den største mengden brukt i systemutvidelsen. Liknende produkterstatning ble utført for fjernvarme produksjon i Trondheim, fjernvarme og el produksjon i Sundsvall, og gjødselproduksjon. Produkter og systemutvidelsesprodukter finnes under. Komprimert biogass drivstoff til bybussene - Diesel drivstoff til bybussene

17 Side 17 Fjernvarme fra forbrenning av organisk husholdningsavfall - Fjernvarmemix, Trondheim Fjernvarme fra forbrenning av organisk husholdningsavfall i kraftvarme Fjernvarmemix, Sundsvall El fra forbrenning av organisk husholdningsavfall i kraftvarme Elmix NORDEL, Sundsvall Gjødsel som råtningsslam Kunstgjødsel (ammoniumnitrat) Tabell 5 viser mengdene av produkter som fremstilles i systemet. I grønt er produktene som er resultatet fra behandling av organisk husholdningsavfall. Mengdene i hvitt er systemutvidelsesprodukter. Tabell 5: Oversikt av produkter og tilsvarende systemutvidelsesprodukter Enhet Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Varme, Trondheim GJ Fjernvarme, Heimdal/Trondheim GJ Elektrisitet produsert, Korstaverket/Sundsvall GJ Elektrisitet, Sundsvall GJ Fjernvarme produsert, Korstaverket/Sundsvall GJ Fjernvarme, Sundsvall GJ Lengde kjørte, biogass drivstoff km Lengde kjørte, diesel drivstoff km Kunstgjødsel kg-n Råtningsslam kg-n Senstivitetsanalyse På grunn av stor usikkerhet i enkelte av systemparameterne, har vi utført en sensitivitetsanalyse med de meste viktige faktorene i modellen. Disse inkluderer: 1. Metanutbytte fra organisk husholdningsavfall 2. Brennverdi av organisk husholdningsavfall 3. Internbruk av energi (el. og varme) på biogassanleggene 4. Drivstofforbruk av biogass bybussene 5. Produksjon og transport av biogass som væske i stedet av komprimert gass 6. Hva som skjer med karbon i råtningsslam ved spredning 7. Fjernvarmekildemiks (miks med avfall; el; naturgass; olje) 8. Base case drivstoff til bybusser er naturgass istedenfor diesel 2 Ekstra diesel trengs fordi Trondheim og Verdal biogassanleggene produserer mindre biogass drivstoff enn Sundsvall

18 Side CO2 biogassoppgraderingen blir fanget opp og solgt (antatt å erstatte alternativ CO2-produksjon). 10. Erstatte el kilde i Norge med NORDEL miks, og den i Sverige med svensk miks De faktorene med sterkest påvirkning på resultatene presenteres i denne rapporten. Resten av resultatene fra sensitivitetsanalysen finnes i Appendix A. Lave og høye verdier fra litteraturdata ble brukt i sensitivitetsanalysen og vises i Tabell 6. Denne metoden gir et inntrykk av hvordan resultatene endrer seg hvis noen av de usikre parametrene endres. Tabell 6: Parameterene i sensitivitetsanalysen Enhet Base case verdi Lav verdi Høy verdi Metanutbytte m 3 CH 4 /t VS i våt avfall Brennverdi av MJ/kg våt 4,15 2,3 6,1 avfallet avfall Energi forbruk i % av base case 100% 85% 115% anleggene Drivstofforbruk av kg CH 4 /km 0,2747 0,2498 0,3925 bybussene kjørt Biogassfasen - Komprimert Væske - gass Karbon i - Fast Avgitt til - råtningsslam atmosfære Fjernvarme kilder - Ekskluderes Inkluderes - avfall andel avfall andel Fjernvarme kilder - Naturgass El Olje (kont.) (ikke base case) Drivstoff i bybussene (system utvidelse) - Diesel (0,38 kg/km) Naturgass (0,25 kg/km) - CO2 innhold fra biogass - Avgitt til atmosfære - Fanget og solgt El. kilder - Norge: norsk miks Sverige: NORDEL Norge: norsk miks Sverige: svensk miks Norge: NORDEL Sverige: NORDEL For scenarioet som sammenligner transport av biogass som væske og som komprimert gass, må flere ekstra parametre bli tatt i betraktning. Hvis biogassen er transportert og lagret som komprimert gass, må energibehov til komprimering på anlegget og på bensinstasjonen bli inkludert i beregning til alle casene. Når biogassen er transportert og lagret som væske, på den annen side, blir biogass i Trondheim og Verdal behandlet ulikt i forhold til Sundsvall. Bruk av kryogenisk oppgradering i Sundsvall betyr at ingen videre behandling kreves siden det endelige produktet er flytende biogass; bare energibehov til komprimering på bensinpumpe på bensinstasjon er tatt i betraktning. I case 2 og 3, må gassen kondenseres før (2,66 MJ/kg, se 3.2.1). Energibehov til bensinpumpe er det samme som case 4.

19 Side Software og datakilder Inventarmodelleringen i dette prosjektet har blitt gjort med SimaPro 7.2 software, utviklet av PRé Consulting 3, i kombinasjon med en sensitivitetsmodell i Excel. Simapro er den mest benyttede LCA-software i verden og legger til rette for en systematisk sammenstilling av livsløpsdata i en modell som kobler sammen alle prosessene i systemet. Dette gir gode tolkningsmuligheter. Alle data er lagret og kan eksporteres til andre verktøy ved behov. Simapro sikrer transparens i modelleringen slik at senere revisjoner og undersøkelser kan gjennomføres uten vanskeligheter. Forgrunnssystemet er modellert med data som enten er supplert av oppdragsgiver eller funnet i litteraturen. De ulike datakildene er referert underveis i rapporten. Bakgrunnsystemet er i sin helhet ivaretatt av den anerkjente LCA-databasen EcoInvent 4 (Davidsson et al. 2007). Databasen inneholder informasjon om rundt 4000 sammenkoblede prosesser som dekker ulike materialer, kjemikalier, energi, transport og brensler etc. 3.4 Miljøpåvirkninger som er vektlagt Denne studien benytter ReCiPe-metoden for miljøkonsekvensvurdering. Dette er den nye europeiske metoden for konsekvensvurdering i LCA, og er utviklet som en oppdatering til de eksiterende metodene for hhv midpoint og endpoint konsekvensvurdering som har blitt benyttet til nå 5. I samarbeid med oppdragsgiver har vi besluttet å se på 4 miljøpåvirkningskategorier i ReCiPe; global oppvarming, fotokjemisk oksidasjonsdannelse (smog), partikler, samt forbruk av fossile ressurser. 3 Se mer hos Prè Consultants ( eller hos MiSA (). 4 Swiss Centre for Life Cycle Inventories ( 5 ReCiPe er en oppdatering av CML2 baseline og Eco-indicator 99. Den kobler mid-point tilnærmingen i CML med den skadeorienterte tilnærmingen i Eco-indicator 99. Metoden er veldokumentert og anerkjent, med hovedrapporter tilgjengelige online:

20 Side 20 4 Resultater og diskusjon Dette kapittelet tar for seg resultatene av analysen og diskuterer mulige implikasjoner og konklusjoner som kan trekkes av analysen. Vi går i tillegg gjennom en del av de parametrene som er usikre eller hvor man må gjøre antakelser i modellen og undersøker hvordan disse påvirker resultatene. Aller først viser vi resultater med base case-parametrene i analysen. 10 % 0 % 10 % Forskjell fra case 0 (%) 20 % 30 % 40 % 50 % 60 % 70 % 80 % 90 % Global oppvarming Fotokjemisk oksidasjonsdannelse Partikler Fossile ressurser Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Figur 6: Sammenligning av base case resultatene, normalisert mot case 0 Figur 6 viser hvordan case 1-4 (alternativ bruk av biomassen) presterer relativt til referansecaset (dagens situasjon), case 0. Vi ser at alle biogass-scenarioene, unntatt biogass i Sundsvall, har mindre miljøpåvirkning i alle kategorier sammenliknet med referansen. Den største forskjell i påvirkning er observert i fotokjemisk oksidasjonsdannelse (smog), hvor biogass scenarioene er 66% til 84% bedre enn dagens scenario. Den minste forskjellen er for global oppvarming. I denne kategorien er forskjellen liten og nesten ubetydelig. De absolutte verdiene av resultater presenteres i Tabell 7. Caset med den beste ytelsen er biogass i Trondheim. Transport utgjør hovedforskjellen mellom de tre biogasscasene. Tabell 7: Resultater fra base case Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Global oppvarming kg CO2 eq Fotokjemisk kg oksidasjonsdannelse NMVOC Partikler kg PM10 eq Fossile ressurser kg oil eq

21 Side 21 Hvis vi går dypere inn i analysen (Figur 7 til Figur 10), ser vi mer detaljerte resultater brutt ned på de forskjellige systemprosessene. For case 0 og 1, med forbrenning av avfall, kommer det meste av påvirkningen fra systemutvidelsesproduktet diesel som er brukt som drivstoff i bybussene og fra forbrenning av avfallet til produksjon av fjernvarme og el. For de andre miljøpåvirkningene er det utslipp fra drift av bybussene som er den soleklart viktigste faktoren. Dette kommer av partikkelutslipp, samt CO og NOx fra dieselforbrenningen. I tillegg brukes det mye fossile ressurser i utvinning av olje for dieselproduksjon. For global oppvarming i biogasscasene (case 2-4) er det utslipp forbundet med forbrenning av gassen i busser, utslipp fra produksjonsprosessen, samt utslipp fra de alternative varmekildene i fjernvarmeverkene som står for størst miljøbelastning. For de lokale miljøpåvirkningene og fossile ressurser er bildet annerledes; biogassanlegget og drift av bussene betyr mindre, mens en større andel kommer fra alternativ fjernvarme og transportprosesser (for Sundsvallalternativet, case 4). For ressurser ser man tydelig den høye andelen fossile brennstoff i fjernvarmemiksen i Sundsvall. Dette gir seg også utslag i en relativt høy innvirkning fra internbehov for varme i biogassprosessene. I Sundsvall forsynes biogassanlegget med varme fra Korstaverket. For sammenliknings skyld benytter vi fjernvarme fra Trondheim til å tilfredsstille varmebehovet i anleggene i Norge. Vi vil i den påfølgende sensitivitetsanalysen vise hvor sensitive resultatene er i forhold til antakelser og usikre parametre i systemet og diskutere hvordan dette kan endre konklusjonene.

22 Side Avdamping, tap og utslipp fra oppgradering Kunstgjødsel Fjernvarme Trondheim kommune Fjernvarme Sundsvall Elektrisitet, Sundsvall Infrastruktur, biogass anlegg Global oppvarming (t CO2 ekv) Lagring og distribusjon av biogass, på bensinstasjon Transport, komprimert biogass drivstoff Transport, våtorganisk avfall Produksjon av biogass; varmebehov Produksjon av biogass; Elektrisitetbehov Elektrisitet og varme fra forbrenning av matavfall, Sundsvall Varme fra forbrenning av matavfall, Trondheim Gjødsel fra råtningsslam, produksjon [fri] Diesel drivstoff til bybusser 0 Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Bruk av flytende biogass drivstoff, buss Figur 7: Global oppvarming, resultater med base case parametere

23 Side Avdamping, tap og utslipp fra oppgradering Kunstgjødsel Fjernvarme Trondheim kommune Fjernvarme Sundsvall Elektrisitet, Sundsvall Fotokjemisk oksidasjonsdannelse (kg NMVOC) Infrastruktur, biogass anlegg Lagring og distribusjon av biogass, på bensinstasjon Transport, komprimert biogass drivstoff Transport, våtorganisk avfall Produksjon av biogass; varmebehov Produksjon av biogass; Elektrisitetbehov Elektrisitet og varme fra forbrenning av matavfall, Sundsvall Varme fra forbrenning av matavfall, Trondheim Gjødsel fra råtningsslam, produksjon [fri] Diesel drivstoff til bybusser 0 Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Bruk av flytende biogass drivstoff, buss Figur 8: Fotokjemisk oksidasjonsdannelse, resultater med base case parametere

24 Side Avdamping, tap og utslipp fra oppgradering Kunstgjødsel Fjernvarme Trondheim kommune Fjernvarme Sundsvall Elektrisitet, Sundsvall Partikler (kg PM10 ekv) Infrastruktur, biogass anlegg Lagring og distribusjon av biogass, på bensinstasjon Transport, komprimert biogass drivstoff Transport, våtorganisk avfall Produksjon av biogass; varmebehov Produksjon av biogass; Elektrisitetbehov Elektrisitet og varme fra forbrenning av matavfall, Sundsvall Varme fra forbrenning av matavfall, Trondheim Gjødsel fra råtningsslam, produksjon [fri] Diesel drivstoff til bybusser 0 Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Bruk av flytende biogass drivstoff, buss Figur 9: Partikler, resultater med base case parametere

25 Side Avdamping, tap og utslipp fra oppgradering Kunstgjødsel Fjernvarme Trondheim kommune Fjernvarme Sundsvall Elektrisitet, Sundsvall Infrastruktur, biogass anlegg Fossile ressurser (t olje ekv) Lagring og distribusjon av biogass, på bensinstasjon Transport, komprimert biogass drivstoff Transport, våtorganisk avfall Produksjon av biogass; varmebehov Produksjon av biogass; Elektrisitetbehov Elektrisitet og varme fra forbrenning av matavfall, Sundsvall Varme fra forbrenning av matavfall, Trondheim Gjødsel fra råtningsslam, produksjon [fri] Diesel drivstoff til bybusser 0 Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Bruk av flytende biogass drivstoff, buss Figur 10: Forbruk av fossile ressurser med base case parametere

26 Side Sensitivitetsanalyse I figurene som følger vises resultatene fra base case som stolpe. I tillegg er alle tall normalisert relativt til base case for case 0. Symboler markerer resultater fra sensitivitetsanalyse. Runde symboler representerer pessimistiske scenarioer, hvor parametervariasjonen øker miljøpåvirkning. Rombene representerer optimistiske scenarioer, hvor parameterendringen reduserer miljøpåvirkning. Merk at bare like symboler kan sammenliknes, dvs bare runde symboler kan bli sammenlignet med andre runde symboler, og romber kan bare bli sammenlignet med andre romber. Metanutbytte Metanutbyttet fra biogassproduksjonen er relativt usikkert. Vi har derfor beregnet effekten av et lavere utbytte gass per tonn avfall. Figur 11 viser at metanutbytte av organisk avfall har relativt stor effekt på global oppvarming. I tillegg er det stor effekt i forbrenningscasene. Det er på grunn av erstatning av drivstoff i disse casene; når metanutbyttet blir mindre, blir det mindre biogassdrivstoff produsert i casene 2-4 og derfor mindre lengde som kan bli kjørt. Derfor vil casene 0 og 1, for å få den samme funksjonsmengde, bruke mindre diesel, som gir mindre klimapåvirkning. Reduksjonen i case 2-4 er fra mindre mengde av biogass forbrent i busser. Mer av karbonet forsvinner i slammet. Ytelsen endres i retning av at forbrenning generelt blir bedre, men at hovedkonklusjonen fra base case om små forskjeller i klimaprestasjon og større (i favør biogass) for lokal miljøpåvirkning og fossile ressurser, opprettholdes. 10 % 0 % 10 % Forskjell fra case 0 (%) 20 % 30 % 40 % 50 % 60 % 70 % 80 % 90 % Global oppvarming Fotokjemisk oksidasjonsdannelse Partikler Fossile ressurser Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Figur 11: Effekt av lavere metanutbytte på miljøpåvirkning. Rombemarkør: 380 m 3 CH 4 /t avfall. Base case: 546 m 3 CH 4 /t avfall

27 Side 27 Nedre brennverdi (LHV) Det har også blitt reist tvil rundt brennverdien til avfallet. Vi har derfor undersøkt hvordan en endring av brennverdien vil påvirke resultatene. Merk at det kun er brennverdien som er endret, og at resultatene for biogassproduksjonen i seg selv ikke blir påvirket. LHV og tørrstoffinnhold, samt kjemisk sammensetning, henger sammen og er ikke uavhengig som vi har antatt her. En mer kompleks analyse vil kunne ta hensyn til disse parametrene, men det er utenfor rammen av hva som kan dekkes i denne analyse og krever blant annet inngående teknisk kunnskap om prosessanlegg for biogass og hvordan dette reagerer på ulike typer parametre. Forskjell fra case 0 (%) 40 % 30 % 20 % 10 % 0 % 10 % 20 % 30 % 40 % 50 % 60 % 70 % 80 % 90 % 100 % Global oppvarming Fotokjemisk oksidasjonsdannelse Partikler Fossile ressurser Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Figur 12: Effekt av nedre brennverdi (LHV) på miljøpåvirkning. Rund markør: 6,1 MJ/kg avfall, rombemarkør: 2,3 MJ/kg avfall. Base case 4,15 MJ/kg avfall Figur 12 viser at en endring av LHV har en stor effekt på miljøytelse, spesielt for global oppvarming og fossile ressurser. Når LHV øker, øker miljøpåvirkningen også. Dette er kanskje ikke intuitivt lett å forstå og fortjener en nærmere forklaring. Når LHV antas å være høyere enn base case, øker den mengden varme (og el) som produseres i Trondheim og potensielt kan produseres i Sundsvall. For case 0 vil det si at mer varme (og el) må produsere med fjernvarmemiksen i Sundsvall. Denne er ganske skitten. Det samme gjelder for Sundsvall, men effekten der er mye mindre på grunn av den relativt rene fjernvarmemiksen i Trondheim. I biogasscasene må begge fjernvarmeverkene fyres med alternativene, så endringen blir noe midt i mellom. Fjernvarmemiksen som brukes er angitt i Figur 5. Det vil si at vi antar at fjernvarmesubstitusjonen må komme fra andre kilder enn avfall; det er ikke uendelig med avfallsressurser og ved å fjerne biomassen fra avfallet, må vi erstatte det med annet brensel.

28 Side 28 Drivstofforbruk i bybusser En endring i drivstofforbruket i biogassbussene har nesten ingen innvirkning på case 2-4 fordi denne parameteren bare påvirker distansen kjørt med biogassbussene; det vil si at den samme mengde av biogass er forbrent. En liten effekt observeres i case 2 og 3 på grunn av en liten distanse som er kjørt med dieselbusser for å veie opp for forskjellig mengde av biogass produsert i Trondheim/Verdal og Sundsvall. Når distansen som kan kjøres med biogassbussene øker eller reduseres, øker og reduseres mengden diesel som substitueres på samme. Man ser av Figur 13 at når biogassforbruket øker, reduseres miljøpåvirkningen i casene med avfallsforbrenning. Effekten er størst for smog, partikler og fossile ressurser, og litt mindre for global oppvarming. Likevel er global oppvarming den eneste kategorien hvor avfallsforbenning blir bedre enn biogassproduksjon. 20 % 10 % 0 % Forskjell fra case 0 (%) 10 % 20 % 30 % 40 % 50 % 60 % 70 % 80 % 90 % Global oppvarming Fotokjemisk oksidasjonsdannelse Partikler Fossile ressurser Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Figur 13: Effekt av endret drivstofforbruk i biogassbussene. Rund markør: 0,2498 kg biogass/km (0,65 L LBG/km), rombemarkør: 0,3925 kg biogass/km. Base case 0,2747 kg biogass/km Transport og lagring som væske Det er mulighet å transportere og å lagre biogass drivstoff som væske istedenfor som komprimert gass. Dette var definert av oppdragsgiver som en problemstilling som skulle belyses. Fordelen med flytende gass er mindre transportbehov, fordi mesteparten av kapasiteten på lastebilen er brukt til stålgassflasker, mens mye mer biogass kan transporteres med hver vending når biogassen er flytende. Denne effekten gir seg først og fremst utslag i de casene med lengst transportavstand, Sundsvall- og Verdal alternativene. Disse får en relativt sett bedre miljøprestasjon på grunn av reduksjonen av lastebiltransport.

29 Side % 0 % 10 % Forskjell fra case 0 (%) 20 % 30 % 40 % 50 % 60 % 70 % 80 % 90 % Global oppvarming Fotokjemisk oksidasjonsdannelse Partikler Fossile ressurser Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Figur 14: Effekt av transport og lagring av biogass som væske. Rombemarkører: flytende biogass. Base case: komprimert biogass Naturgass og diesel bybusser En annen svært viktig antakelse i base-case vurderingen er at produsert biogass vil erstatte diesel i busser i Trondheim. Det er ikke gitt at dette er tilfelle; i dag utvides gassbussparken dramatisk og man kan tenke seg at biogass vil erstatte naturgass i bussene i stedet for diesel. Figur 14 er svært betydningsfull fordi den viser hvor viktig antagelsen om hva slags drivstoff som blir erstattet med biogass i bybussene, er. Hvis biogassen er antatt som en erstatning til naturgass i stedet for diesel i bybussene, forsvinner nesten all miljønytten. Hovedkonklusjonen er at drivhusgassutslippene da blir litt høyere med biogass, mens både naturgass og biogass gir drastiske reduksjoner i fotokjemisk oksidasjonsdannelse og partikkelutslipp i forhold til dieselcasene. Bare for fossil ressursbruk ser det ut til at biogass fremstår som et konsistent bedre alternativ. I dette perspektivet er det beste alternativet derfor å fortsette med forbrenning av organisk avfall i Trondheim, eller å sende det til Sundsvall for forbrenning. Forklaringen er at naturgass har nesten det samme forbrenningsutslipp som biogass.

30 Side % 456 % 308 % 472 % 307 % 90 % Forskjell fra case 0 med naturgass bybusser (%) 80 % 70 % 60 % 50 % 40 % 30 % 20 % 10 % 0 % 10 % 20 % 30 % 40 % Global oppvarming Fotokjemisk oksidasjonsdannelse Partikler Fossile ressurser Case 0 diesel Case 0 Case 1 diesel Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Figur 15: Sammenligning av hhv diesel og naturgass som eksisterende drivstoff i bussene; normalisert til naturgassbusser, case 0. Innfanging og lagring av bortseparert CO 2 fra biogassanlegget Figur 16 viser at om CO2 komponenten i biogassen blir lagret eller utnyttet på en måte som direkte erstatter produksjon av CO2 fra andre kilder, har dette en signifikant effekt på fordelen i global oppvarming for biogasscenarioene. Det er imidlertid lite sannsynlig at lagring er aktuelt for så små volumer; utnyttelse i drivhus kan være et alternativ hvis anlegget legges i nærheten av slike. Dette er vurdert i forbindelse med biogassanlegg på Frosta. Drivhusene får i dag CO 2 fra forbrenning av naturgass.

31 Side % 0 % 10 % 20 % 30 % 40 % 50 % 60 % 70 % 80 % 90 % Global oppvarming Fotokjemisk oksidasjonsdannelse Partikler Fossile ressurser Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Figur 16: Effekt av hvorvidt CO2 slippes ut eller fanges og lagres i biogassproduksjonen; Runde markører: CO2 er fanget og solgt eller brukt. Base Case: CO2 avgitt til atmosfæren Inkludering av avfall i fjernvarme miks I base case scenariene har vi antatt at hvis fjernvarme eller kraftvarme må produseres fra annet enn organisk avfall, er det den eksisterende innfyrte miksen eksklusiv avfall som blir brukt. Det vil si at vi antar at avfall er en begrenset ressurs. Hvis vi inkluderer avfall i miksen, endrer resultatene seg som vist i Figur 17., en øking av global oppvarming vises i alle casene, men for de andre påvirkningskategoriene er det en reduksjon. Dette gjelder spesielt for forbruk av fossile ressurser, hvor avfallsressursen regnes som gratis. Økningen i klimautslipp kommer av at brennverdien er ganske lav for avfall slik at man får lite varme for hver kg karbon som fyres inn. Vi har i tillegg undersøkt andre sensitiviteter; disse er flyttet til Appendix A for å begrense mengdene analyser i hovedrapporten. Dette inkluderer: Endring i elektrisitetsmiks Endring i substitusjonsbrensel for fjernvarme Internforbruk av energi i biogassprosessene Hva man antar angående karbonet som er i råtningsslammet som spres som gjødsel, og hvordan dette er forskjellig fra evt andre tilsvarende praksiser

32 Side % 20 % 10 % Forskjell fra case 0 (uten avfall), % 0 % 10 % 20 % 30 % 40 % 50 % 60 % 70 % 80 % 90 % 100 % Global oppvarming Fotokjemisk oksidasjonsdannelse Partikler Fossile ressurser Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Figur 17: Effekt av inkludering av avfall i fjernvarmekildemiksene. Base case scenarioet er uten avfall i substitusjonsmiksen for fjernvarme 5 Konklusjon Gitt de antakelser som ligger til grunn for base case kan man konkludere med at for det globale klimaet er det små eller ingen fordeler knyttet til å lage biogass av avfallet sammenliknet med å gjøre som i dagens situasjon og forbrenne det på Heimdal og lage fjernvarme. For de andre typene miljøpåvirkning er det derimot større gevinst. Dette er spesielt knyttet til lokal luftforurensing fra driften av bybusser, men også forbruk av fossile ressurser. Sensitivitetsanalysene viser at mindre endringer i forutsetningene i analysen gjør at klimagevinsten kan forsvinne helt eller til og med bli en ulempe. I noen tilfeller blir dog klimagevinsten større. For andre typer miljøbelastning er biogassalternativet konsistent bedre med unntak av hvis man erstatter naturgass i bussene i stedet for diesel. I dette tilfellet er det kun besparelser i fossile ressurser, mens de andre miljøpåvirkningene vil øke. Hovedkonklusjonen er at gassdrift av bussene generelt er bra, mens miljøfordelene med biogass (utenom fossile ressurser) er avhengig av forutsetningene for analysen. Oppdragsgiver står fritt til å klargjøre sine preferanser for forutsetninger når resultatene fra denne analysen skal brukes i beslutningssammenheng. Det bør imidlertid skje med full transparens for å sikre troverdighet. Videre viser analysen at det generelt er å foretrekke med et anlegg lokalt (Trondheim, Verdal) for å begrense transporten av avfall og gass.

33 Side 33 Referanser NIST Chemistry WebBook, NIST Standard Reference Database Number 69. W. G. Mallard and P. J. Linstrom. Gaithersburg, MD, National Institute of Standards and Technology. Baesen, Y. Lille Metropolis, Urban Community Biogas Buses Project. Baumann, H. and A. M. Tillman (2004). The Hitch Hiker's Guide to LCA - An orientation in life cycle assessment methodology and application. Lund, Sweden, Studentlitteratur. Bjarnhagen, C., L. Drejare, et al. (2009). Biogas i Sundsvall: Förstudie. Björklund, A., C. Bjuggren, et al. (1999). "Planning Biodegradable Waste Management in Stockholm." Journal of Industrial Ecology 3: Borjesson, P. and M. Berglund (2007). "Environmental systems analysis of biogas systems Part II: The environmental impact of replacing various reference systems." Biomass and Bioenergy 31: Brenne, A. (2010). Statkraft Planlagt bioenergisatsing til 1,3 mrd i Nord-Norge. Tromsø: Davidsson, A., C. Gruvberger, et al. (2007). "Methane yield in source-sorted organic fraction of municipal solid waste." Waste management 27: Denys, J.-P. and C. Couturier (1999). Biogas - biofuel. Water. Dones, R., C. B. R. Bolliger, et al. (2007). Life Cycle Inventories of Energy Systems: Results for Current Systems in Switzerland and other UCTE Countries. Dübendorf, CH, Paul Scherrer Institut Villigen, Swiss Centre for Life Cycle Inventories. Ecoinvent Centre (2008). Ecoinvent data v2, Swiss Centre for Life Cycle Inventories. Faaij, A., J. van Doorn, et al. (1997). "Characteristics and Availability of Biomass Waste and Residues in the Netherlands for Gasification." Biomass and Bioenergy 12: Goedkoop, M., R. Heijungs, et al. (2009). ReCiPe A life cycle impact assessment method which comprises harmonised category indicators at the midpoint and endpoint level. First edition. Report I: Characterisation. Den Haag, The Netherlands, Ministry of Housing, Spatial Planning and the Environment (VROM). Guan, D., K. Hubacek, et al. (2008). "The drivers of Chinese CO2 emissions from 1980 to 2030." Global Environmental Change-Human and Policy Dimensions 18(4): Guan, D., G. P. Peters, et al. (2009). "Journey to world top emitter: An analysis of the driving forces of China's recent CO2 emissions surge." Geophysical Research Letters 36: -. Guinée, J. B. (2001). Life cycle assessment. An operational guide to the ISO standards. Final report. Den Haag, The Netherlands, Ministry of Housing, Spatial planning, and the Environment (VROM) and Centre of Environmental Science (CML). Hagner, H. E., M. Hårstad, et al. (2009). Anvendelse av biorest fra biogassanlegg i lokalt landbruk.

34 Side 34 Hauschild, M. and H. Wenzel (1998). Environmental assessment of products. Volume 2: Scientific background. London, UK, Chapman & Hall. Heijungs, R. and S. Suh (2002). The computational structure of life cycle assessment. Dordrecht, The Netherlands, Kluwer Academic Publisher. ISO (2006) :2006. Environmental management - Life cycle assessment - Principles and framework. Geneva, Switzerland, International Organization for Standardization (ISO). Johansson, N. (2008). Production of liquid biogas, LBG, with cryogenic and conventional upgrading technology - Description of systems and evaluations of energy balances. Production. Juhler, H. (2010). Høring om Klimakur Koufodimos, G. (2002). "Waste management options in southern Europe using field and experimental data." Waste Management 22: Kuwahara, N., M. D. Berni, et al. (1999). "Energy Supply from Municipal Wastes: the Potential fo Biogas-Fuelled Buses in Brazil." Renewable Energy 16: Larsen, h. N. and E. G. Hertwich (2009). "The case for consumption-based accounting of greenhouse gas emissionsto promote local climate action." Environmental Science and Policy. Lenzen, M. (2001). "Errors in conventional and input-output-based life-cycle inventories." Journal of Industrial Ecology 4(4): Lenzen, M. (2002). "A guide for compiling inventories in hybrid life-cycle assessments: some Australian results." Journal of Cleaner Production 10(6): Leontief, W. (1936). "Quantitative Input and Output Relations in the Economic Systems of the United States." The Review of Economic Statistics 18(3): Leontief, W. (1970). "Environmental repercussions and economic structure - input-output approach." The Review of Economics and Statistics 52(3): Liwarska-Bizukojc, E. and S. Ledakowicz (2003). "Stoichiometry of the aerobic biodegradation of the organic fraction of municipal solid waste (MSW)." Biodegradation 14: Lovgren, A. (2010). The World's First Biogas Plant Using Cyrogenic Technology. Green Solutions from Sweden: Lyng, K.-A., I. S. Modahl, et al. (2009). Klimarengskap for tidligere og fremtidig løsning for avfallshåndtering av plastemballasje og våtorganisk avfall. Oslo. Marheineke, T., R. Friedrich, et al. (1999). "Application of a hybrid-approach to the life cycle inventory analysis of a freight transportation task." {SAE 1998 Transactions- Journal of passenger Cars}. Michelsen, O., C. Solli, et al. (2008). "Environmental impact and added value in forestry operations in Norway." Journal of Industrial Ecology 12(1): Myhren, A. (2010). K. J. Bakkejord. Trondheim.

35 Side 35 Mårtensen, E. (2007). Biogas as a Vehicle Fuel in the Stockholm Region - Scenario Chemical Engineering and Technology. Stockholm, Royal Institute of Technology (KTH). Nakamura, S. and Y. Kondo (2002). "Input-Output Analysis of Waste Management." Journal of Industrial Ecology 6(1): Neidel, T. L. (2010). Miljøvurdering af madaffald i Trondheim, ekstra scenarie. Kongens Lyngby, COWI A/S: 1-9. Norris, G. A. (2002). "Life cycle emission distributions within the economy: implications for life cycle impact assessment." Risk Analysis 22(5): Persson, M. (2003). Utvärdering av uppgraderingstekniker för biogas SGC, Svenskt Gastekniskt Center. Pertl, A., P. Mostbauer, et al. (2010). "Climate balance of biogas upgrading systems." Waste management 30: Peters, G. and E. G. Hertwich (2006a). "Pollution embodied in trade: The Norwegian case." Global Environmental Change 16(4): Peters, G. and E. G. Hertwich (2008). "CO2 embodied in international trade with implications for global climate policy." Environmental Science & Technology 42(5): Peters, G. P. and E. G. Hertwich (2006b). "Structural Studies of International Trade: The environmental impacts of Norway." Economic Systems Research 18(2): Petersen, C. M., P. E. O. Berg, et al. (2005). "Quality control of waste to incineration - waste composition analysis in Lidkoping, Sweden." Waste Management & Research 23: Rutledge, B. (2004). Swedish Biogas Industry Education Tour 2004 : Observations and Findings. Education. Pasadena, USA. Sjödahl, R. (2009). "LBG infrastructure in Sweden." Solli, C., A. H. Stromman, et al. (2006). "Fission or fossil: Life cycle assessment of hydrogen production." Proceedings of the Ieee 94(10): Strømman, A. H. (2005). Selected developments and applications of Leontief models in industrial ecology. Department of Energy and Process Engineering. Trondheim, Norway, Norwegian University of Science and Technology (NTNU). PhD. Strømman, A. H. and C. Solli (2008). "Applying Leontief's Price Model to Estimate Missing Elements in Hybrid Life Cycle Inventories." Journal of Industrial Ecology 12(1): Strømman, A. H., C. Solli, et al. (2006). "Hybrid life-cycle assessment of natural gas based fuel chains for transportation." Environmental Science & Technology 40(8): Suh, S. (2004). "Functions, commodities and environmental impacts in an ecological-economic model." Ecological Economics 48(4): Suh, S. and G. Huppes (2002). "Missing Inventory Estimation Tool using extended Input- Output Analysis." International Journal of Life Cycle Assessment 7(3):

36 Side 36 Suh, S. and G. Huppes (2005). "Methods for life cycle inventory of a product." Journal of Cleaner Production 13: Suh, S., M. Lenzen, et al. (2004). "System boundary selection in life-cycle inventories using hybrid approaches." Environmental Science & Technology 38(3): Sundsvall Energi Miljöredovisning Sundsvall, Sundsvall Energi. Sundsvall Energi (2010). "Korstaverket." Retrieved Februar 1, 2011, from Themelis, N. J., Y. H. Kim, et al. (2002). "Energy recovery from New York City municipal solid wastes." Waste Management & Research 20: Treloar, G., P. Love, et al. (2000). "A hybrid life cycle assessment method for construction." Construction Management and Economics 18: 5-9. Treloar, G. J. (1997). "Extracting Embodied Energy Paths from Input-Output-based Hybrid Energy Analysis Method." Economic Systems Research 9(4): Udo de Haes, H., G. Finnveden, et al. (2002). Life-cycle impact assessment: striving towards best practice. Pensacola, FL, SETAC Press. United Nations (1999). Handbook of input-output table compilation and analysis - Studies in methods. Series F. New York, United Nations, Department of Economic and Social Affairs, Statistics. Wenzel, H., M. Hauschild, et al. (1997). Environmental assessment of products. Volume 1: Methdology, tools and case studies in product development. London, UK, Chapmann & Hall.

37 Side 37 Appendix A. Additional information and sensitivity analysis Fysikalske egenskaper til metan og biogass Alle gassvolumer benyttet i litteraturen var antatt å være ved standard betingelser (273,15 K, 1 atm), hvis ikke ellers spesifisert. Videre ble følgende konverteringsfaktorer brukt: Egenskap Enhet Verdi Nedre brennverdi, CH 4 MJ/Nm 3 35,7 Tetthet, ved standard betingelser, CH 4 Tetthet av flytende biogass (Johansson 2008) Kg/Nm 3 0,714 Kg/m 3 422,62 Internbruk av energi i biogassanleggene Internbruk av energi som varme og elektrisitet ble variert med av 15% for å vise hvor sensitivt resultatet er i forhold til denne parameteren..%. Resultatene viser en forskjell fra base case på omkring 1-2%, det vil si relativt lite. 10 % 0 % 10 % Forskjell fra case 0 (%) 20 % 30 % 40 % 50 % 60 % 70 % 80 % 90 % Global oppvarming Fotokjemisk oksidasjonsdannelse Partikler Fossile ressurser Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Figur A-1: Effekt av internbruk av energi i biogassanleggene; Runde markører: 115% av base case. Rombemarkører: 85% av base case. Base Case: 100%

38 Side 38 Karbon i råtningsslam Råtningsslammet som brukes som gjødsel inneholder en del karbon. Det er usikkert hva som skjer med dette karbonet over tid, men sannsynligvis vil noe lagres i jorda og noe slippes ut som CO2 etter hvert. Produktet har imidlertid jordforbedringsegenskaper og man kan forvente at man over tid måtte tilført annet karbon til jorda likevel. Som base-case har vi derfor antatt at karbonutslipp fra dette slammet er null (eller evt. likt som alternativt jordforbedringsprodukt). Et alternativt ekstremcase er å anta at alt karbon slippes ut som CO2 umiddelbart. Figuren under viser effekten på totalresultatet. Vi ser at den lille klimagevinsten for biogass forsvinner helt. De andre miljøpåvirkningskategoriene endres ikke. I vår analyse ender rundt 29% av karbonet i avfallet opp i råtningsslammet 20 % 0 % Forskjell fra case 0(%) 20 % 40 % 60 % 80 % 100 % Global oppvarming Fotokjemisk oksidasjonsdannelse Partikler Fossile ressurser Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Figur A-2: Effekt av antakelse om utslipp fra råtningsslam. Elektristetmiks i systemet og som substitusjon Elektrisitetmiksen som ble brukt i de forskjellige casene ble endret på to måter: elektrisitet i Norge ble endret fra norsk miks inkludert import 6 til NORDEL-miksen 7, og i den andre ble elektrisitet i Sverige endret til den Svenske miksen 8. Prosessene som påvirkes av endringene er systemutvidelse (elektrisitet i Sundsvall fra forbrenning av biogass), elektrisitet forbrukt i biogassanleggene og bensinstasjoner, og i elektrisitet som fjernvarmekilder i Trondheim og Sundsvall. 6 Rundt 33 g CO2-eq/kwh (MiSAs egne beregninger for Miljøverndept.) 7 Rundt 186 g CO2-eq/kwh (MiSAs egne beregninger for Miljøverndept.) g CO2-eq./kwh

39 Side 39 Vi ser at endringene har begrenset effekt på resultatene, men likevel nok til at hvis man regner med nordisk miks i Norge, forsvinner klimanyttet med biogassen. 20 % 10 % 0 % Forskjell fra case 0 (%) 10 % 20 % 30 % 40 % 50 % 60 % 70 % 80 % 90 % Global oppvarming Fotokjemisk oksidasjonsdannelse Partikler Fossile ressurser Figur A-3: Effekt av endring av elektrisitetskilder. Runde markører: Endre norsk elektrisitet til NORDEL. Rombe: Endre svensk elektrisitet til svensk el.miks. Base Case: norsk el. miks til Norge og NORDEL til Sverige Fjernvarme erstatning (el, gass, olje) Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 I denne analysen erstatter vi bortfallet av avfallsvarme med enten el, gass eller olje eksklusivt., El miksen som er brukt i denne analysen var NORDEL miksen, gjennomsnitt fra Merk at i figuren under er grunnlaget for sammenlikningen det tilsvarende base-case resultatet for det samme caset! Det vil si at for global oppvarming og olje som fjernvarme, har case 1 en økning på 10% i utslipp sammenliknet med utslippene i base case. Som vi kan se i figuren er det til dels store endringer, spesielt hvis man bruker olje og spesielt for fossile ressurser. Dette representerer imidlertid ekstremcase, i virkeligheten vil erstatningen komme fra en miks av ulike kilder.

40 Side % 50 % 30 % 10 % 10 % 30 % El Naturgass Olje Forskjell fra base case resultatene (%) El Naturgass Olje El Naturgass Olje El Naturgass Olje Global oppvarming Fotokjemisk oksidasjonsdannelse Partikler Fossile ressurser Case 0 Case 1 Case 2 Case 3 Case 4 Figur A-4: Effekt av ulike valg for erstatning av fjernvarmefjernvarme fra organisk husholdningsavfall i systemutvidelse.

41 Side 41 Appendix B. Introduction to environmental impacts in LCA ReCiPe ReCiPe represents the state-of-the-art in impact assessment for LCA. It is designed for processes occurring in Europe. However, it is designed for industries onshore. It therefore contains some weaknesses when applied to offshore operations, especially with reference to emissions to air where impacts are located within short distance from the emission point. Health effects of particulate emissions, and acidification (NOx and SO 2 ), are examples where results from LCA must be interpreted with care when applied to offshore operations. ReCiPe allows two different ways of communicating impact results, either on the level of environmental mechanisms, or on the level of damages expected to human health, ecosystem stability or resource availability. Characteristics of the two methods are listed in the next subsection. A consensus-based method for basic environmental mechanisms This means that rather than modeling impacts all the way until final damage, such as loss of healthy life or ecosystem stability, the impact for each emission is modeled relative to a reference substance. Consider climate change; kg CO 2 -equivalents (CO2e) is used as the reference for global warming impacts, according to the methods proposed by the Intergovernmental Panel for Climate Change (UN IPCC). One kg methane (CH 4 ) is equivalent to 23 kg CO 2, meaning that the time-integrated radiative forcing induced by release of methane is 23 times that of 1 kg CO 2. This is illustrated in the figure below. Figure B1: The kg substance equivalents approach. Left: CO2-equivalents for global warming (greenhouse gas emissions); Right kg 1,4-DCB for human toxic risks. Similar models to the UN IPCC climate change potentials are used to estimate substance equivalent for other types of environmental impacts, as illustrated in the figure B1 below (1,4- DCB is abbreviation for 1,4-dichlorobenzene, so the reference substance for human toxic impacts is kg 1,4-DCB). ReCiPe covers a total of 18 mechanisms, listed in the following table.

42 Side 42 The table indicates that ReCiPe contains a number of mechanisms relating to resource depletion, that each cover use of different types of land areas, or depletion of water, fossil and mineral resources. Table B1: Environmental mechanisms in ReCiPe; excerpt from ReCiPe documentation (Goedkoop et al. 2009). A damage-oriented method that aggregates emissions endpoints Final endpoints in ReCiPe are human health, species survival, and sustainable resource use. The method aggregates all the damages the environmental mechanisms cause upon the three final endpoints, as shown in Figure B2 below. It also includes a procedure to consistently apply and communicate subjective values in the aggregation process, and in weighting of all damages to one common damage indicator. Aggregating impacts into three main damage categories simplifies the interpretation and communication of results. But, in doing so it also adds uncertainty into the impact evaluation. Use of results in decision support should use results on both environmental mechanism level and on final damage level. A combined perspective allows investigation of major contributions and aids in the interpretation as specific information may be included, for instance if we know that emissions occur offshore or under specific conditions. Value choices are implemented in three different cultural perspectives: egalitarian, hierarchic and individual. The cultural perspectives represent commonly held human views and are attempts to group similar types of assumptions and value choices. The ReCiPe documentation describes them in this way: The individual perspective is based on the short-term interest, and includes impact types that are undisputed. It is optimistic as to the potential of technology to solve current and future environmental challenges, and expects humans to adapt well to new conditions.

43 Side 43 The hierarchic perspective includes commonly agreed policies and views, as well as current views on time-frame and other issues. It may be considered the consensus view. The egalitarian perspective is the most precautionary type. It takes the longest timeframe, and it includes also impact types that are not yet fully established but for which some indication is available, etc. Figure B2: Overview of environmental mechanisms in ReCiPe and how they connect to the main damages. Source: ReCiPe documentation (Dones et al. 2007).