Forfatter: Erik Svanes Rapportnr.: OR.08.12 versjon 16. november 2012 ISBN: 978-82-7520-665-5 82-7520-665-0 ISBN: 0803-6659 Forskningsprosjektet KLIMAT
Rapportnr.: OR.08.12 ISBN nr.: 978-82-7520-665-5 Rapporttype: ISBN nr.: 82-7520-665-0 Oppdragsrapport ISSN nr.: 0803-6659 Rapporttittel: Forskningsprosjektet KLIMAT. Forfatter: Erik Svanes Prosjektnummer: 1285-4 Prosjekttittel: The climatic challenge of food products in a holistic environmental and life cycle perspective. KLIMAT. Oppdragsgivere: BAMA Oppdragsgivers referanse: Jens Strøm Emneord: Tilgjengelighet: Antall sider inkl. bilag: Gulrot Klimaspor Metodeutvikling Livsløpsanalyse Åpen 70 Godkjent: Dato: 01.11.2012 Erik Svanes Prosjektleder Andreas Brekke Forskningsleder Østfoldforskning
Innholdsfortegnelse Sammendrag... 1 1 Innledning og bakgrunn... 2 2 Gulrot... 3 3 Metodisk rammeverk... 4 3.1 LCA metodikk... 7 3.1.1 Miljøpåvirkninger... 8 3.2 Funksjonell enhet... 10 3.3 Systemgrenser... 11 3.4 Allokering... 13 3.5 Infrastruktur... 15 3.6 Innsatsfaktorer... 15 3.7 Elektrisitet... 16 3.8 Svinn... 17 3.9 Avfall... 18 3.10 Utslipp fra jord og fra gjødselhåndtering... 19 3.10.1 Utslipp av N2O fra jord... 19 3.10.2 Utslipp av CO 2 fra kalk og urea... 20 3.10.3 Utslipp av CO 2 fra karbonet i jord og vegetasjon... 20 3.11 Datakvalitet... 21 3.11.1 Normalisering... 22 3.11.2 Vurdering av datakvalitet... 22 3.11.3 Representativitet... 23 4 Gjennomføring og datagrunnlag... 25 4.1 Organisering... 25 4.2 Produktsystem... 25 4.3 Datainnsamling gårdsbruk... 26 4.3.1 Kjølelager på gården... 28 4.3.2 Infrastruktur... 29 4.3.3 Beregning av utslipp av N 2 O (lystgass) fra jord og CO 2 fra kalking... 29 4.3.4 Karbontap... 30 4.4 Datainnsamling pakkeri... 30 4.4.1 Materialbalanse... 31 4.4.2 Allokering mellom hovedprodukter og biprodukter... 32 4.5 Datainnsamling fra grossist, transport og handel... 32 4.5.1 Data for grossist... 32 4.5.2 Data for transport... 33 4.5.3 Data for butikk... 34 4.6 Data for siste del av verdikjeden... 34 4.6.1 Transport til bolig... 34 4.6.2 Tilberedning og lagring... 35 4.6.3 Svinn... 35 4.7 Datainnsamling for øvrig... 35 4.7.1 Emballasje... 36 Østfoldforskning
4.7.2 Avfall... 36 5 Resultater... 37 5.1 Miljøbelastning av hovedproduktene... 37 5.2 Miljøbelastning med næringstetthet som funksjonell enhet... 39 5.3 Variasjon av miljøbelastning mellom primærprodusenter... 40 5.4 Analyse av primærproduksjon... 41 5.4.1 Karbontap i jord... 42 5.4.2 Produksjon av innsatsfaktorer... 42 5.4.3 Effekt av infrastruktur... 43 5.4.4 Innkjøpte tjenester... 43 5.4.5 Bruk av innsatsfaktorer... 44 5.5 Analyse av prosessering... 45 5.6 Analyse av distribusjon og salg... 45 5.7 Analyse av forbrukerleddet... 45 5.8 Allokering... 46 5.9 Systemgrenser... 47 5.10 Sammenligning med data fra andre land... 48 6 Diskusjon... 50 6.1 Diskusjon av klimaspor av BAMA gulrot... 50 6.1.1 Generelt... 50 6.1.2 Usikkerhet og variasjon... 50 6.1.3 Produktvarianter... 51 6.1.4 Vugge til grav -analyser... 51 6.1.5 Sammenligninger med andre land... 52 6.2 Beregningsmetodikk... 52 6.2.1 Systemgrenser... 53 6.2.2 Funksjonell enhet... 54 6.2.3 Allokering... 54 6.2.4 Infrastruktur... 55 6.2.5 Avfall... 55 6.2.6 Datakvalitet... 55 7 Nytteverdi for bedriftene... 57 7.1 Interne forbedringstiltak... 57 7.2 Øvrig nytteverdi... 58 8 Konklusjon... 60 9 Referanser... 61 Vedlegg 1 Andre miljøpåvirkninger... 63 Vedlegg 2 Utviklet metodikk.65 Østfoldforskning
Sammendrag Forskningsprosjektet KLIMAT ble gjennomført 1.1.2009 til 31.8.2012. Det viktigste mål med prosjektet var å utvikle en best practice metodikk for kvantifisering av klimaspor for matprodukter, med fokus på frukt, grønnsaker, meieriprodukter og kjøttprodukter. Metodikken skulle prøves ut på 6 utvalgte case-produkter. Et av disse produktene var gulrot. Produktet ble valgt ut fordi det er produkt med høyt salgsvolum, en stor del av produksjonen skjer i Norge og det kan antas å representere rotgrønnsaker som er en svært viktig gruppe grønnsaksprodukter. Østfoldforskning har, i samarbeid med BAMA og Gartnerhallen, hentet inn nødvendig data for å gjennomføre studien. Data kom fra en gruppe på 13 produsenter med tilknytning til Lågendalen som alle leverte produktene til Lågen Gulrot for prosessering og pakking. Produsentene var frivillig tilknyttet et online rapporteringssystem for en rekke opplysninger, blant annet opplysninger om resurssbruk som ble brukt i denne studien. Klimasporet for gulrot pakket i beger var ifølge metodikken som ble utviklet 0,39 kg CO2-ekv/kg produkt levert til forbruker, 0,44 kg CO2-ekv/kg forbrukt gulrot. 1
1 Innledning og bakgrunn Forskningsprosjektet KLIMAT ble igangsatt 01.01.2009 og ble avsluttet 31.08.2012. Partnere i prosjektet var BAMA, Coop, Norgesgruppen, Nortura og Tine. Hovedformålet med prosjektet var å utvikle en best practise metodikk for kvantifisering av klimaspor av utvalgte matprodukter. Som et grunnlag for metodeutviklingen skulle klimasporanalyser av 6 case-produkter gjøres. Resultatene av disse analysene kunne brukes som underlag for bedriftene i deres arbeid med å redusere egen miljøpåvirkning eller miljøpåvirkningen til partnerne i verdikjeden. De kunne også brukes i markedsføringsøyemed. I tillegg skulle prosjektet lede til kompetansebygging i de involverte bedriftene og hjelpe norsk næringsliv i å tilpasse seg evt. framtidige krav fra markedet om klimasporresultater for produkter. En annen målsetning i prosjektet var å gi input til internasjonale samarbeidsprosjekter på området, særlig ISO 14067, en global standard som setter regler for kvantifisering og kommunikasjon av klimaspor for produkter og tjenester. Klimasporanalysene skulle gjøres med basis i metodikken livsløpsanalyser (LCA) siden denne metodikken er utgangspunkt for de tre globale standarder for klimaspor som er under utvikling (ISO 14067) eller allerede eksisterer (PAS 2050 og GHG Protocol Products Standard). Gulrot ble valgt ut som caseproduktet fordi det er produkt med høyt salgsvolum, en stor del av produksjonen skjer i Norge og det kan antas å representere rotgrønnsaker som er en svært viktig gruppe grønnsaksprodukter. Studien skulle bruke data som allerede var innhentet av Gartnerhallen i et prøveprosjekt med elektronisk registrering av primærdata (GH-dok) gjort av en gruppe produsenter som leverte til pakkeriet Lågen Gulrot. 2
2 Gulrot Gulrot (Daucus Carota) er en rotgrønnsak som brukes både i rå og kokt form. 89 % av planten regnes som spisbar. Viktigste næringsstoff er Vitamin A og prekursorer for dette vitaminet, i tillegg til en rekke andre vitaminer og mineraler. Gulrot er sammen med tomat den mest solgte grønnsak i Norge, ca 31 000 tonn i 2010. Importandelen var dette året 17 %. Det meste av norsk produksjon foregår i Vestfold, Aust-Agder og Rogaland, med Larvik som viktigste kommune. Gulrot selges hovedsakelig som pakket produkt. Den har en svært god holdbarhet når den lagres kjølig. Svinn i butikk ble i 2010 beregnet å være ca 4,8 %, dog inneholder dette tallet også snackgulrot og minigulrot som ifølge butikkjedenes representanter hadde vesentlig høyere svinn enn vanlig gulrot. 3
3 Metodisk rammeverk Livsløpsanalyser (LCA) er en svært omfattende og helhetlig analysemetode, men metoden inneholder mange frihetsgrader. Det betyr at en rekke metodiske valg må tas i analyseprosessen, for eksempel systemgrenser. Resultatet av analysen vil avhenge av valgene som gjøres. Det er derfor behov for detaljerte beregningsregler for å kunne produsere pålitelige og sammenlignbare klimaspor. Flere standarder og retningslinjer for produkters klimaspor (PCF=Product Carbon Footprint) finnes, eller er under utvikling. Disse standardene og retningslinjene har forskjellig status og er utviklet av forskjellige organisasjoner, men kalles i det følgende bare standarder for enkelhets skyld. Det finnes tre tilnærmet globale standarder som er ferdig eller under utvikling. ISO 14067 (ISO 2011) er utvikling, GHG-protocol (WRI & WBCSD 2011) som ble publisert i 2011 og PAS 2050 (første utgave fra 2008) som ble revidert i 2011. Alle disse standardene bygger på livsløpsvurderinger (LCA). LCA er i sin tur basert på standardene ISO 14040 og ISO 14044 (ISO 2006a) (ISO 2006b). Hovedforskjellen mellom vanlige livsløpsvurderinger og klimaspor og er at de førstnevnte omfatter flere miljøpåvirkningskategorier, mens klimaspor kun kartlegger klimagassutslipp 1. PAS 2050 (BSI 2008) er den første retningslinjen for beregning av klimaspor (det er en Publicly Available Specification, ikke en standard) som ble publisert. Første versjon kom i 2008 med revidert versjon i oktober 2011. Den er blitt utviklet av BSI, British Standards Institute. Den er mye brukt, noe som indikeres av et stort antall nedlastinger i mange land og av den store verdien av klimamerkede produkter i Storbritannia. Carbon Thrust, en statlig engelsk organisasjon, bruker i hovedsak denne standarden som bakgrunn for sine beregninger av klimaspor. Carbon Trust rapporterte i 2012 at organisasjonen hadde sertifisert mer enn 25 000 produkter i 21 land. Denne organisasjonen kan blant annet sertifisere produkter til å bruke klimamerket Carbon Footprint Reduction Label. Mange bedrifter velger å beregne klimaspor og bruke det i sitt eget miljøarbeid, eller i verdikjeden. PAS er ikke stand-alone. Den publiseres sammen med et veiledningsdokument som er offentlig tilgjengelige og gratis, i tillegg til en rekke veiledningsdokumenter og verktøy som er offentlig tilgjengelig, men må kjøpes ( Carbon Footprint Expert Toolkit som koster 1350 ). PAS 2050 er blitt utviklet i samarbeid med eksperter innenfor sine områder. Den bærer preg av pragmatisme, enkelhet i bruk ser ut til å være høyt prioritert. Blant annet er infrastruktur ikke tatt med, hvilket betyr at for eksempel vannkraft og vindkraft tillegges urealistisk lave utslipp. Dessuten tillates utelukkende økonomisk allokering. En lang rekke bidrag til utslipp i verdikjeden er også utelatt, for eksempel utslipp knyttet til menneskelig arbeid og dyr for transportformål. Effekter av arealbruksendringer er tatt med ved hjelp av standardiserte faktorer. Disse faktorene er omdiskutert og har stor betydning for klimaspor i mange utviklingsland. For i-land har disse faktorene liten betydning fordi de fleste arealendringer allerede er foretatt. Et annen omdiskutert element i PAS 2050 er at effekten av karbonlagring i produkter godskrives i beregning av klimasporet. 1 De viktigste klimagassutslipp er CO 2, metan, lystgass og fluorholdige gasser; KFK (klorfluorkarbon) og HKFK (hydroklorfluorkarbon). Klimagassutslipp omregnes til CO 2 -ekvivalenter, som tilsvarer den effekten en gitt mengde CO 2 har på den globale oppvarmingen. De øvrige klimagassene har et sterkere oppvarmingspotensiale (GWP- Global Warming Potential) enn CO 2, og utslipp av disse gassene omregnes derfor til CO 2 -ekvivalenter i henhold til deres GWP-verdier. 4
Til tross for et omfattende harmoniseringsarbeid er ikke de tre standardene fullstendig harmonisert. For en ytterligere utdypning av dette temaet se case-rapport for banan. GHG Protocol Product Standard (heretter GHGP) ble publisert i oktober 2011. Standarden er utviklet i nært samarbeid med næringslivsaktører globalt. Standarden er utviklet etter omfattende diskusjoner på en lang rekke samlinger rundt i verden med en bred sammensetning av interesserte parter. En omfattende høringsprosess ble gjennomført i 2010-2011 med blant annet uttesting av standardutkastet i nærmere 60 store og små selskaper. Standarden inneholder mye veiledning for brukerne og et separat veiledningsdokument finnes også. I tillegg finnes en rekke støttedokumenter for spesielle temaer. Dokumentet skal være stand-alone dokument, de vil si det skal i seg selv være tilstrekkelig til å beregne klimaspor, understøttet av generelle veiledningsdokumenter. Veiledningsdokumentene er imidlertid ikke rettet mot spesifikke produktgrupper. I mange tilfeller er ikke spesifikke krav satt, dokumentet inneholder i stedet veiledning for å hjelpe brukerne til å foreta metodiske valg. Særregler er utarbeidet for tilfeller hvor klimaspor skal brukes i sammenligningsøyemed. I slike tilfeller skal mer detaljerte regler (Sector Rules), for spesifikke sektorer brukes. Slike regler ble i løpet av prosjektets siste del utviklet for hagebruksprodukter, og fikk betegnelsen PAS 2050-1. Det er imidlertid høyst uklart hvordan sammenligningsøyemed skal forstås. I det øyeblikket klimasporresultater for to konkurrerende produkter foreligger er det høyst sannsynlig at forbrukere vil sammenligne resultatene selv om studiene ikke er gjort i sammenligningsøyemed. Det foregår og har foregått mange andre initiativ for å standardisere kvantifisering og bruk av livsløpsvurderinger, særlig i forbindelse med bruk i beregning av klimaspor. EU har utviklet en håndbok kalt ILCD Handbook (European Union 2010). I denne boken er det blant annet gjort en differensiering av retningslinjer for LCA avhengig av hvordan resultatene skal brukes. Det er tre hovedinndelinger for definisjon av mål for en LCA (se tabell 1). Tabell 1. Ulike bruksområder for livsløpsanalyse. Ja Mikronivå Reduksjonspotensiale internt og/eller i verdikjeden Kommunikasjon til bedriftskunder for eksempel via EPD Kommunikasjon til forbrukere Beslutningsunderlag Nei Makronivå Kun dokumentasjon (accounting) Strategisk verktøy Interaksjon med andre systemer Politiske (nytteverdi ved gjenvinning og unngått beslutninger produksjon ved bruk av biprodukter) Samfunnsutvikling Rapportering internt Rapportering myndigheter Uten interaksjon: Utvikling av LCI data for enhetsprosesser Klimaspor skal som regel brukes som beslutningsgrunnlag, enten i internt forbedringsarbeid eller for at eksterne aktører skal kunne vurdere miljøbelastningen til produktet, men det er også en form for dokumentasjon. Det gjør at denne inndelingen ikke enkelt forklarer hvordan analysen skal gjennomgås. 5
En lang rekke metoder og indikatorer har vært i bruk for å vurdere produkters miljøbelastning. Metodene spenner fra enkle indikatorer (for eksempel ingrediensene i et vaskemiddel er nedbrytbare eller at tunfisk er fanget uten å drepe delfiner), oppfyllelse av en rekke miljørelaterte krav (for eksempel Svanemerket), til mer omfattende kvantitative metoder. Eksempler på sistnevnte er økologisk fotavtrykk (som forenklet sett angir størrelsen på landområdet som et produkt okkuperer i sitt livsløp eller krever for å produsere ressurser og rense utslipp), økoeffektivitet (miljøbelastning pr krone kostnad) og miljødeklarasjoner. Miljømerker som Svanemerket og den Europeiske Blomsten er definert som miljømerke type I, og er regulert i ISO standard 14024. Miljødeklarasjoner (EPD Environmental Product Declaration) er særlig interessant fordi det er en svært omfattende metode og gir en kvantitativ oversikt over et produkts miljøbelastning. EN EPD skal gi opplysninger om alle de viktigste miljøbelastninger til et produkt. Det vil omfatte belastningskategorier som vanligvis inngår i LCAer som for eksempel klimabelastning, forsuring, eutrofiering, og resurssbruk som energi, vann og landareal. I tillegg skal andre belastninger tas med, for eksempel utslipp av toksiske stoffer eller virkning på biodiversitet. Ut fra en EPD kan klimasporet direkte avleses. EPDer gir altså samme informasjon som en klimasporanalyse, men er mye mer omfattende. EPDer bygger på LCA-metodikk og er standardisert i ISO 14025. Det betegnes som miijømerking type III. I prinsippet skal en slik deklarasjon inneholde kvantitative opplysninger om alle vesentlige miljøbelastninger som oppstår i livsløpet til et produkt, samt i livsløpet til alle inngående innsatsfaktorer. Miljødeklarasjoner skal ikke bare beregnes, men også kommuniseres på en nøye spesifisert måte. Det stilles krav om at detaljerte, produktspesifikke regler (PCR - Product Category Rules) skal utvikles og brukes for hver produktgruppe. I tillegg er organiseringen av arbeidet med å ta fram og godkjenne EPDer og PCRer nøye beskrevet. Flere EPD systemer har i tillegg til sine administrative retningslinjer også faglige overordnede regler som regulerer beregningene, blant annet i forhold til systemgrenser. Disse reglene er nødvendige for å gjøre miljødeklarasjonene tilstrekkelig reproduserbare og sammenlignbare. Systemgrensene for en LCA til bruk i en miljødeklarasjon varierer fra produktgruppe til produktgruppe og om det er en B2B (Business to Business) eller B2C (Business to Consumer) deklarasjon. I mange tilfeller deklareres livsløpet Vugge til port, det vil si at analysen stopper når produktet forlater produksjonsstedet (B2B). I andre tilfeller er større deler av livsløpet med, for eksempel fram til butikk (B2B eller B2C). Bruken av EPDer synes ikke å være utbredt. Årsaken kan være at det er for dyrt å utvikle EPDer, men også at det ikke er oppnådd global enighet om godkjenning av PCRer, ei heller i mer begrensede områder, som for eksempel innen EU. I mange tilfeller er ulike PCRer utviklet for samme produktområde. EPDer utviklet ut fra ulike PCRer kan ikke nødvendigvis sammenlignes, dermed forsvinner noe av hensikten med EPDer. Det finnes et internasjonalt EPD i system, men dette synes å være dominert av to land: Sverige og Italia. Systemet er drevet av Miljøstyrningsrådet, som ligger i Sverige Mange land har nasjonale EPD systemer som følger sine egne regler. Blant annet har Norge et EPD-system. Manglende harmonisering mellom systemene vanskeliggjør sammenligning av produkter på tvers av landegrenser. Noen fellestrekk finnes mellom systemene. Både det internasjonale EPD-systemet og det norske legger til grunn en systemavgrensning hvor miljøbelastningen knyttet til forbrenning tillegges systemet som genererer avfallet mens nytteverdien allokeres til systemet som brukes denne verdien. For materialgjenvinning tilfaller både utslipp og nytteverdi systemet som i sin tur bruker materialene. For 6
deponering tilfaller utslipp systemet som genererer avfallet, mens nytteverdi av oppsamlet deponigass tilfaller systemet som bruker gassen. I de globale standardene derimot stilles brukerne mer fritt til å velge metode. Enten kan Recycled content method (RCM) som beskrevet over, brukes eller den motsatte metoden: Closed loop approximation method (CLAM). I CLAM allokeres alle utslipp og all nytteverdi for avfallet generert innenfor systemgrensene til systemet som genererer avfallet. For å unngå dobbelt-telling vil det da ikke være mulig å kreditere bruk av resirkulert materiale. Det vil si at alt materialforbruk regnes som ny råvare. Det viktigste avfallet er som regel forbrukeremballasjen. Da hovedregelen er cradle-to-grave, ved kommunikasjon mot forbrukere, i de nevnte standarder vil ved bruk av CLAM avfallsbehandling i forbrukslandene være viktig mens bruk av resirkulert materiale vil være uviktig. Av særlig interesse for denne studien er PCR for grønnsaker som defineres som CPC 012 i henhold til klassifiseringssystemet CPC. Klimamerker har blitt et viktig verktøy for formidling av klimaspor av produkter. Slike merker er karakterisert ved at selve klimasportallet angis på produktet, gjerne sammen med en logo som identifiserer klimamerkeordningen. Klimamerker er særlig utbredt i Europa (for eksempel STORBRITANNIA, Sveits, Italia, Frankrike) og i Asia (for eksempel Japan, Thailand, Sør-Korea). På samme måte som EPDer, men i motsetning til miljømerker av type I, inneholder ikke slike merker en bedømning av hvor bra miljømessig produktet er i forhold til andre lignende produkter. Slike bedømninger er overlatt til kjøperen å bedømme selv. Noen merker har imidlertid et reduksjonselement, det vil si at produsenten må sette et mål om reduksjon av klimasporet til produktet og dette målet må oppnås for å få beholde merket. Et eksempel på et slikt merke er Carbon Footprint Reduction Label i UK. Kvantifiseringen av klimaspor er gjort ved bruk av regelsett, men det er store variasjoner mellom merkeordningene. Det ovenfor nevnte merket i Storbritannia bruker PAS 2050 som viktigste veiledning, men har i tillegg utviklet en rekke standard faktorer til bruk for visse produktgrupper, for eksempel en rekke utslippsfaktorer. I den Japanske ordningen brukes PCRer spesifikt for klimaspor, såkalte CFP-PCR. Av særlig interesse i denne studien er CFP-PCR for grønnsaker og frukt (PCR ID:PA-BF-02). Klimamerker kan ikke defineres som miljømerke type I eller III, men kan defineres som miljømerke type II, environmental claims, miljøpåstander. Slike merker reguleres av ISO 14021. Denne standarden omfatter egentlig påstander som framsettes av produsenten selv, og ikke en tredje part slik som er tilfeller for klimamerker. Dermed framstår klimamerker som en mellomting av miljømerke type I og II. 3.1 LCA metodikk Denne studien ble gjennomført med bruk av metodikk for livsløpsanalyser (Life Cycle Assessment = LCA). Metodikken baserer seg på ISO-standardene 14040 og 14044. Metodikk for å fastslå potensiell miljøpåvirkning var, for de fleste miljøkategorier CML 2 baseline 2000, V2.04. For energibruk (cumulative energy demand = CED) ble følgende metoder brukt: CML 1992 V2.05 and Cumulative Energy Demand V1.05 av Ecoinvent. I tillegg til klimapåvirkning ble følgende miljøkategorier inkludert: forsuringspotensial, eutrofieringspotensial og energibruk. SimaPro 7.1.6 programvare og Ecoinvent 1.3/2.0 databaser ble brukt til å gjennomføre analysene. Selv om LCA-metodikken er standardisert inneholder den mange frihetsgrader, det vil si mange metodiske valg må gjøres og standardene sier ikke eksakt hva som skal gjøres i hvert tilfelle. For å bruke standarden på en måte som gjør resultatene sammenlignbare mellom forskjellige produkter og for det samme produktet over tid, må en mer detaljert metode utarbeides. Da det ikke finnes en 7
internasjonalt akseptert detaljert metode for denne produktgruppen ble en modulær framgangsmåte benyttet. Det betyr at klimasporet ble regnet ut med metoden som er blitt utviklet i løpet av prosjektet mens konsekvensene av forskjellige metodevalg i hver livssyklusfase i tillegg er blitt beregnet og presentert i rapporten. For eksempel er effekten av å bruke forskjellige typer allokering i produksjonsfasen undersøkt. En rekke standarder og retningslinjer eksisterer eller er under utvikling. Noen omfatter mange produkter mens andre gjelder for færre produkter. I utviklingen av Best Practice metodikken er hensyn tatt til disse standardene og retningslinjene. En sammenligning av metodene er gjort i Tabell Feil! Bare hoveddokumentet. i konklusjonskapitlet. Den viktigste retningsgivende standarden har vært ISO 14067 (DIS draft) fordi ISO-standarder som regel er de viktigste globale standardene og er de mest internasjonalt anerkjente. ISO 14067 inneholder forskjellige krav avhengig av hvordan standarden brukes, om den skal være offentlig tilgjengelig eller ikke offentlig tilgjengelig. I denne studien er hovedvekten lagt på en vugge til butikk analyse som er tilpasset reglene for ikke offentlig tilgjengelige klimaspor, men i studien er også klimaspor tilpasset offentlig tilgjengelig bruk blitt utviklet. 3.1.1 Miljøpåvirkninger Denne studien omfatter ikke kun utslipp av klimaendringer, men det er valgt å inkludere følgende relevante kategorier: forsuring, overgjødsling og energibruk. Det er forskjeller på globale og regionale miljøpåvirkningskategorier. Global klimaendring er en miljøpåvirkningskategori som påvirker hele jordkloden, men det kan være store forskjeller i hvordan effekten av dette blir rundt om i verden. Forsuring og overgjødsling er miljøpåvirkningskategorier av mer regional og lokal karakter. Bidragene til forsuring som er kartlagt i denne studien kommer i hovedsak fra transport og effekten av disse utslipp skjer derfor også andre steder i verden. Tilsvarende gjelder for overgjødsling, som vanligvis i LCA-studier av matvarer i hovedsak er knyttet til jordbruksproduksjon. Kategoriene er grovt beskrevet nedenfor. Global klimaendring Det er vitenskapelig enighet at menneskelig aktivitet er skylden til økende konsentrasjon av klimagasser i atmosfæren og at disse endringene er i ferd med å skape en klimaendring. Dette skyldes utslipp av klimagasser, som skjer blant annet ved bruk av fossil energi. Global klimaendring kan medføre at temperatur, nedbørmengde, vindstyrke og havnivå kan enten øke eller synke lokalt og vind og havstrømmer kan endre retning. I noen områder kan stormer, orkaner og kraftige regnskyll eller tørkeperioder bli vanligere og dette påvirker livsbetingelsene for dyr og planter, og for menneskers bosetting, jordbruk og næringsvirksomhet. Tabellen viser de viktigste utslipp av klimagasser og deres bidrag til global klimaendring (GWP). 8
Tabell 2. De viktigste utslipp av klimagasser og deres bidrag til global klimaendring. Utslipp Kjemisk formel Omregningsfaktor Enhet GWP100 Karbon dioksid CO2 1 Kg CO 2 ekv. / kg Metan fossil CH 4 25 Kg CO 2 ekv. / kg Metan biologisk 2 CH 4 22,25 Kg CO 2 ekv. / kg Lystgass N 2 O 298 Kg CO 2 ekv. / kg Forsuring Forsuring oppstår blant annet som følge av langtransporterte luftforurensninger, sur nedbør og utslipp av ammoniakk fra blant annet jordbruk. Forsuring av innsjøer dreper alger, dyr og fisk. Næringsstoffer fra jordsmonnet blir utvasket. Sur nedbør løser opp viktige næringsstoffer, som kalsium og kalium, og reduserer derfor tilgjengeligheten for planter. Det kan også medføre at mikroorganismer forsvinner, og dette gir redusert nedbryting av organisk materiale. Sur nedbør kan oppløse giftige metaller, slik at for eksempel aluminium og kvikksølv blir gjort tilgjengelig for planter og mikroorganismer. Tabellen viser de viktigste utslippene som bidrar til forsuring og deres omregningsfaktorer. Tabell 3. De viktigste utslipp og deres bidrag til forsuring. Utslipp Kjemisk Omregningsfaktor Enhet betegnelse Ammoniakk NH 3 1,6 kg SO2 ekv. / kg Svoveldioksid SO 2 1,0 kg SO2 ekv. / kg Nitrogenoksid NO X 0,5 kg SO2 ekv. / kg Nitrogendioksid NO 2 0,5 kg SO2 ekv. / kg Overgjødsling Menneskeskapt overgjødsling (eutrofiering) i ferskvann og kystnære områder skyldes utslipp av næringsstoffer som fosfor (P) og nitrogen (N). Dette gir stor planteproduksjon og synlige virkninger av overgjødsling er uklart og misfarget vann, overgrodd bunn og strand og rask gjengroing. For stor algeproduksjon i forhold til tilgang på oksygen i vannet, fører til anaerob forråtnelse. Tabellen viser de viktigste utslipp som bidrar til overgjødsling og deres omregningsfaktorer. Tabell 4. Utvalg av de viktigste utslipp til vann og disse bidrag til overgjødsling. Utslipp Kjemisk Omregningsfaktor Enhet betegnelse Fosfor P 3,06 kg PO 3-4 -ekv/ kg Fosfat 3- Salter av PO 4 1 kg PO 3-4 -ekv/ kg Nitrogen N 0,42 kg PO 3-4 -ekv/ kg 2 Effekten av biologisk karbon har en lavere faktor enn fossilt karbon. Dette skyldes at utslipp av biologisk metan reduserer tilsvarende utslipp av CO 2. Et eksempel kan være metan fra drøvtyggere; CO 2 absorberes av planter (fotosyntesen) som spises av drøvtyggere, som ved fermentering av fôret igjen slipper ut metan. Se Guidelines for the Carbon Footprinting of dairy products in the UK (Carbon trust, 2010). 9
Ammoniakk NH 3 0,33 kg PO 3-4 -ekv/ kg Nitrogenoksid NO X 0,13 kg PO 3-4 -ekv/ kg Nitrat - NO 3 0,1 kg PO 3-4 -ekv/ kg Kjemisk oksygen forbruk KOF 0,022 kg PO 3-4 -ekv/ kg Ozon- nedbryting Visse kjemikalier vil, når de slippes ut til luft, reagere med ozon slik at nye kjemiske stoffer dannes. Den viktigste konsekvensen av dette er nedbrytning av det stratosfæriske ozonlaget. Dette laget har en viktig beskyttende funksjon mot skadelig UV-stråling som kan gi skader på både mennesker og dyr. De viktigste ozonnedbrytende stoffer har historisk sett vært klorfluorkarboner (KFK) som blant annet har vært brukt som kuldemedium i kjøleskap og til å blåse skum som brukes til isolasjon. Etter at disse stoffer helt eller delvis er blitt utfaset, mye på grunn av internasjonale konvensjoner, har hydroklorfluorkarboner overtatt for mange av disse applikasjonene. HKFK har en ozonreduserende effekt, om enn lavere enn KFK og er blitt utfaset, eller er på vei til å bli det i mange land. Energibruk Energibruk er i seg selv ikke en miljøpåvirkningskategori, men er likevel relevant. Tilgangen på nyttbar energi er begrenset i verden og energibruk er derfor en nyttig indikator for å måle et systems bærekraftighet. Det er naturlig å kartlegge både forbruk av ikke-fornybare (fossile) og fornybare energiressurser. Forholdet mellom energibærerne kan variere over tid avhengig av pris. Andre miljøpåvirkningskategorier Det ovenstående beskriver de miljøpåvirkningskategorier som er inkludert i denne studien. Det finnes andre miljøpåvirkningskategorier, som for eksempel fotokjemisk oksidasjon og human- og økotoksisitet, men disse er ikke vurdert her. 3.2 Funksjonell enhet Et viktig element i livsløpsanalyser er at miljøbelastningen skal relateres til en viss funksjon. Denne enheten kalles Funksjonell enhet, ofte forkortet F.U. (Functional Unit). For eksempel for maling vil ikke 1 l maling være F.U.. F.U. kan være malingsmengden som kreves for å dekke en viss mengde vegg ut fra visse kvalitetskrav. Mer presis vil følgende F.U. være: Malingsmengden som behøves for å vedlikeholde en vegg en viss tidsperiode, for eksempel 30 år. Dermed vil F.U. ikke bare være relatert til funksjon (dekke en vegg på en tilfredsstillende måte), men også til holdbarhet (vedlikeholde veggen i 30 år). Det betyr at selv om maling A er mer miljøskadelig pr liter enn maling B, kan B i virkeligheten være å foretrekke hvis det brukes mindre av den enn B for å fylle den ønskede funksjon. Gulrot og andre matprodukter har flere funksjoner, for eksempel å hjelpe kroppen å vokse, å opprettholde livet og å være en kilde til nytelse. Likeledes har matprodukter som regel en lang rekke innholdsstoffer som kan kalles næring eller som bidrar til helsen på annen måte, for eksempel fiber. Det er ikke mulig å sette et tall på bidraget fra ett næringsstoff, langt mindre ett matprodukt på de forskjellige nyttefunksjonene som oppnås. Tenkte eksempler kunne være å opprettholde kroppen i en viss tidsperiode eller å hjelpe kroppen å vokse en viss masse. Det er imidlertid mulig å velge ut et næringsstoff og bruke dette som F.U.. For eksempel kan den mengde matprodukt som inneholder 1 kg protein være F.U.. Betacaroten er et viktig næringsstoff i gulrot. For gulrot kan mengde produkt som inneholder en viss mengde betacaroten være F.U.. Problemet er bare at gulrot har andre næringsstoffer som også er viktige. Ved bare å fokusere på et stoff ignoreres de andre 10
næringsstoffene. Et annet problem ved å bruke en slik F.U. er at det blir vanskelig å sammenligne klimapåvirkning mellom forskjellige matprodukter. En sammenligning kan være mulig i visse sammenhenger for eksempel mellom proteinrike produkter som for eksempel kjøtt, fisk og belgvekster. En sammenligning mellom forskjellige grønnsakssorter på basis av betacaroten innhold vil imidlertid være endimensjonal og uinteressant i de fleste tilfeller. Det er utviklet flere indikatorer basert på mengde næring i et produkt. For eksempel har Smedman et al (2011) laget en funksjonell enhet basert på innhold av 21 næringsstoffer. Andelen av det daglige næringsbehovet som dekkes av 100 g vare beregnes for hvert stoff. Tallet blir 0 hvis ikke stoffet finnes, 1 hvis hele dagsbehovet akkurat dekkes av 100 g spisbar vare. Andelene blir addert opp og multiplisert med antall stoffer hvor mer enn 5 % av dagsbehovet dekkes og divideres med 21. Kvalitet av næringsstoffet tatt hensyn til. Forskjellige typer fett og protein har forskjellig kvalitet. Indikatoren tar heller ikke hensyn til innhold av uønskede stoffer, som sukker og NaCl. I de fleste livsløpsvurderinger av matprodukter brukes mengde (masse eller volum) av produktet på et visst stadium i livsløpet som basis for F.U.. En typisk funksjonell enhet for gulrot vil være 1 kg emballert gulrot. Det er i tillegg nødvendig å vise hvor systemet ender, for eksempel etter pakkeriet. Vekten kan oppgis pr kg hel gulrot eller pr kg spisbart produkt. På grunn av forskjeller i måten gulroten blir brukt er det vanskelig å si eksakt hvor stor den spisbare delen er. Derfor er det mest praktisk å oppgi funksjonell enhet pr kg helt produkt, en enhet som lett kan regnes om til kg spisbart produkt. Typiske funksjonelle enheter er da: 1 kg emballert hel gulrot solgt til forbruker 1 kg emballert hel gulrot forbrukt 3.3 Systemgrenser For å få et entydig svar på en livsløpsvurdering må systemet som skal studeres, nøye beskrives. Dette gjøres blant annet ved å etablere grenser slik at det er klart hvilke prosesser som skal inkluderes og hvilke som skal ekskluderes. Ofte beskrives et system, og dermed systemgrensene, gjennom et prosessdiagram. Diagrammet viser hvilke livssyklusfaser som skal være med, for eksempel råvareuttak, produksjon, pakking, lagring og distribusjon. Systemgrenser angis ofte grovt sett som de livssyklusfaser som inngår. For eksempel er vugge til grav -analyser systemgrensene for klimaspor som skal være offentlig tilgjengelige iht ISO 14067. Det betyr for gulrot at hele verdikjeden fra dyrkingen, via lagring, vasking, sortering, pakking, distribusjon, butikk, transport til forbruker, tilberedning og lagring hos forbruker, og behandling av avfall er med. Et annet eksempel er vugge til port analyser som har med dyrkingen, men som stopper ved et senere ledd, for eksempel etter pakking, grossistlager eller butikk. Port til port analyser er også mulige, for eksempel systemet fra gulroten er pakket til den selges til forbruker. Vugge til port- og port til portanalyser kalles partielle klimaspor og iht ISO 14067 må resultater fra slike analyser ikke kommuniseres til offentligheten, men kan godt brukes opp mot forretningskunder eller offentlige innkjøpere. Systemgrenser bør tilpasses til mål og omfang av analysen. Typiske spørsmål kan være: Hva skal resultatet brukes til? Hvilken nøyaktighetsgrad kreves? Skal resultatet kun kommuniseres til fagpersoner? 11
I dette tilfellet er hensikten å lage en best practice metode for beregning av klimaspor, og kommunikasjon til kunder og andre interessante parter vil være viktig. Da vil systemgrenser typisk være: Fra dyrking til og med prosessering ( vugge til port ) Fra dyrking til og med butikk ( vugge til port ) Fra dyrking til og med forbruk ( fra vugge til grav ). Det kan også være behov for kun å se på en begrenset del av verdikjeden uten å ta med dyrkingen. Dette kalles port til port analyser. Et eksempel er et klimaspor som bare inkluderer livsløpet fra produktet er ferdig pakket til det kommer til butikk. Forbrukertrinnet og avhendingstrinnet er de minst kjente delene av livsløpet og det vil ofte være nødvendig å utarbeide scenarioer for å kunne beregne utslippene i dette stadiet. Scenarioene baseres på en rekke antakelser. Det er viktig å begrunne og dokumentere disse antagelsene for å kunne oppnå pålitelige resultater. For mat finnes ikke noe egentlig bruksstadie, fordi alle prosesser under bruk skjer i menneskekroppen, som tradisjonelt i LCA holdes utenfor fordi det regnes som en del av naturen. For avfallsfasen er bruk av nasjonale gjennomsnittstall tillatt, men det bør etterstrebes å bruke spesifikke tall. For eksempel er behandling av avfall fra butikker i mange tilfeller svært forskjellig fra behandling av husholdningsavfall. Dette gjelder transportavstander, kjøretøy, hva slags avfallsbehandling som velges og hvor stor del av avfallet som går til de forskjellige behandlingsmetodene. Systemgrensene må også beskrive hvilke prosesser innen de inkluderte livssyklusfasene som inkluderes. Dette kan gjøres ved generelle regler, for eksempel en cut-off -grenser og regler om spesielle prosesser (for eksempel forretningsreiser) eller type prosesser (for eksempel infrastruktur). Ifølge ISO 14067 må en cut-off-grense defineres. ISO 14067 nevner ingen prosesser som ikke skal inkluderes, men nevner en del prosesser som må inkluderes, for eksempel utslipp ved arealbruksendringer ( Land Use Change = LUC). Standarden nevner også prosesser som bør inkluderes, for eksempel utslipp som følge av endringer i jordens karboninnhold ( Soil Carbon Change ) som ikke er en følge av LUC. Slike endringer kan for eksempel skyldes omfattende jordbearbeiding. Et system kan inneholde svært mange prosesser. Foruten kjerneprosessene er det mange prosesser som er nødvendig for at virksomheten skal fortsette. Det gjelder produksjon og vedlikehold av utstyr, maskiner og bygninger. Det gjelder også tjenester som regnskap, revisortjenester og salgsapparat. Bøndenes egen arbeidskraft kan også sies å gi utslipp, for eksempel ved at mat må dyrkes for at de skal kunne gjøre jobben. Mange andre prosesser er tilknyttet til prosessene som myndighetskontroller, offentlig infrastruktur og lignende. Det er ikke vanlig å ta med disse prosessene i LCA, men det er sjeldent at det gis begrunnelse for dette. Det vil for noen prosesser være nødvendig å gjøre enkle beregninger, men mange av disse prosessene vil man kunne si kan utelukkes uten å gjøre beregninger. PAS 2050 utelukker mange prosesser i utgangspunktet, for eksempel all infrastruktur. 12
Konklusjon: Systemgrensen er vugge til grav i de tilfeller hvor resultatene er ment å skulle være offentlig tilgjengelig. I dette prosjektet er denne systemgrensen anvendt i ett tilfelle. For andre bruksområder kan andre systemgrenser aksepteres. Vugge til butikk inneholder alle livsløpstrinn fram til forbrukeren kjøper produktet. Denne systemgrensen er valgt ut som viktigste systemgrense for gulrot. I tillegg er det i prosjektet beregnet en port til port -analyse som innbefatter distribusjon, lagring og handel. Det viktigste grensekriteriet for hvilke prosesser som skal inkluderes innenfor de gitte livsløpstrinnene er cut-off-grensen på 1 % av det totale klimasporet. Summen av alle prosesser som ekskluderes på bakgrunn av denne grensen må imidlertid ikke overstige 10 % av det totale klimasporet. Noen prosesser ekskluderes, det vil si at de ikke skal inkluderes i beregningene uansett størrelsen på utslippene de forårsaker. Dette gjelder for eksempel forretningsreiser, arbeidsreiser, menneskearbeid og arbeid utført av dyr. 3.4 Allokering Ofte vil en produksjonsprosess gi flere produkter, eller flere produkter drar nytte av samme prosess, for eksempel ved transport av forskjellige produkter i samme lastebil. Da må miljøbelastningen i den prosessen allokeres, det vil si fordeles på produktene. Standarden for livsløpsanalyser anbefaler følgende hierarki: 1. Unngå allokering ved å splitte prosessene. 2. Unngå allokering ved systemutvidelse. 3. Allokere ved å bestemme fysisk forhold mellom inputs og outputs ( kausalitet ). 4. Allokere etter andre prinsipper, for eksempel masse, økonomisk verdi eller næringsinnhold. For gulrot må allokering gjøres når miljøbelastning ved dyrking, lagring og prosessering av gulrot skal fordeles mellom de forskjellige sorteringsgradene. Splitting av prosessene er i denne forbindelse umulig fordi gulrøttene som inngår i de forskjellige fraksjonene gjennomgår nøyaktig de samme prosessene før sortering. Systemutvidelse kan skje ved å skape en multippel funksjonell enhet eller ved substitusjon. Multippel funksjonell enhet er uaktuell i tilfeller hvor enkeltprodukter skal studeres. Substitusjon kan gjøres hvis det finnes på tall på systemer som produseres bare det aktuelle produktet eller et ekvivalent produkt. For gulrot er dette ikke aktuelt fordi det ikke finnes systemer som bare produserer èn sorteringsgrad og fordi det ikke kan defineres et enkelt ekvivalent produkt, det er mange produkter som kan fylle funksjonen til gulrøtter i mat. Kausalitet kan brukes hvis det er en sammenheng mellom inputs og outputs. For eksempel hvis en viss økning av gjødselmengde og diesel (brukt av traktor i jordbearbeiding) førte til en viss økning av en sorteringsgrad (og tilsvarende minsking av andre grader) kan vi ha kausalitet. Dette er høyst usannsynlig. Det er sannsynligvis et samspill mellom en lang rekke faktorer som avgjør sorteringsutbyttet og det er vanskelig å trekke fram en enkel sammenheng basert på mengde inputs. Da gjenstår forskjellige typer allokering. Ved økonomisk allokering fordeles miljøbelastningen etter økonomisk verdi. Først bestemmes andelen av den totale økonomiske verdi til en sorteringsgrad, deretter gis dette produktet tilsvarende andel av miljøbelastningen og til slutt fordeles dette pr kg. Hvis 13
for eksempel gulrot pakket i brett utgjør 30 % av vekten og 50 % av verdien fra en produsent får man følgende regnestykke. Miljøbelastningen for produksjon av 1 kg pakket gulrot er X CO 2 -ekvivalenter. Brettpakket gulrot får 50 * X/100 CO 2 -ekvivalenter = 0,5 kg CO2-ekv. Pr kg blir miljøbelastningen (0,5 * X)/0,3 kg CO 2 -ekv/kg produkt. Alle sorteringsgrader som har kommersiell verdi tas med i regnestykket, det vil si at gulrot som går til dyrefòr tas ut. Masseallokering betyr at alle sorteringsgrader får samme miljøbelastning pr kg. Fordelen ved å bruke økonomisk allokering er at størstedelen av belastningen gis til produktet som har høyest verdi. Dette produktet er ofte hovedmålet med aktiviteten. Hvis prosessen gir et biprodukt med lav verdi vil det bli feil å bruke masseallokering, fordi dette biproduktet som ofte tidligere var et avfall og som produsenten prøver å redusere mengden av, tar en stor del av miljøbelastningen fra hovedproduktet. I slike tilfeller vil en endring som gir høyere økonomisk utbytte ikke gi uttelling på LCA-resultatene, mens ved bruk av økonomisk allokering vil en slik endring gi en forbedring i LCAresultatene. Det finnes mange andre typer allokering, for eksempel allokering pr kg tørrstoff eller pr enhet protein, betacaroten eller annet næringsstoff. Slik allokering er ikke interessant fordi sorteringsgradene sannsynligvis har samme næringsinnhold og tørrstoffinnhold. Sorteringen er først og fremst basert på estetikk og dels kvalitet. Masseallokering er mer stabil enn økonomisk allokering. Priser kan forandre seg og gjøre en sammenligning av resultat fra år til år vanskelig. Dette problemet ved økonomisk allokering kan reduseres ved å bruke gjennomsnittspriser for en lengre tidsperiode, slik at effekten av prisfluktuasjoner minimeres. En annen fordel ved masseallokering er at kun fysiske forhold spiller inn og ikke økonomiske forhold. Tilsvarende vil man oppleve at økonomisk allokering gir store forskjeller i LCA-resultat mellom produkter når økonomiske verdi er svært forskjellig fra produkt til produkt. Dette kan skyldes forskjeller som skyldes mote eller andre estetiske forskjeller og det synes uheldig at slike forskjeller skal gi forskjellig LCA-resultater. Dette kan være forvirrende for forbrukere fordi det vil gi til dels store forskjeller i miljøbelastning for produkter som tross alt er forholdsvis like i opplevd kvalitet. Økonomiske forhold styres til en viss grad av fysiske forhold som produktenes opplevde kvalitet og av pris på arbeidskraft og innsatsfaktorer, men også av andre faktorer som subsidier, importrestriksjoner og markedspsykologiske forhold, for eksempel at i økonomiske krisetider velger folk i større grad billige matvarer som gulrøtter. Foruten de hovedproduktene gir prosessering av matvarer også en del biprodukter. Dette kan være produkter som produsentene ikke får betalt for. I slike tilfeller gjøres ingen allokering til biprodukter selv om produktene har en verdi for mottagerne og erstatter annen råvare. Det at annen råvare erstattes vil bety reduserte utslipp. En svakhet med masseallokering er at i det øyeblikk biproduktet får en kommersiell verdi vil de få lik miljøbelastning pr kg som hovedproduktene. Fordelen for forbrukere og produsenter av hovedproduktene er at miljøbelastningen til disse vil falle, ulempen for forbrukere av de nevnte biproduktene er at disse plutselig får høy miljøbelastning i forhold til situasjonen hvor de ikke har kommersiell verdi. Dette kan teoretisk gjøre det vanskeligere å få avsetning for biprodukter. Ved økonomisk allokering vil slike biprodukter få lav miljøbelastning på grunn av lav økonomisk verdi. I transportene fra pakkeri til butikk er en kombinasjon av masse- og volumallokering et godt alternativ, men i butikk og i grossistlager er økonomisk allokering mest gunstig. Begrunnelsen for dette er gitt i rapporten om distribusjon og handel (Møller og Svanes 2012). 14
Konklusjon: Masseallokering brukes i de fleste prosesser. Den viktigste prosessen er vasking, sortering og pakking av gulrot i forskjellige produkter. I transport fra pakkeri til grossist og grossist til butikk allokeres utslipp pr palle, det vil si volumallokering. Innen pallen allokeres utslipp etter vekt. I butikk og grossistlager gjøres en økonomisk allokering. 3.5 Infrastruktur Infrastruktur betyr alt utstyr, redskap, maskiner, kjøretøy, bygninger og lignende med lang levetid som er nødvendig for produksjonen av gulrot. Det kan grovt sett skilles mellom dedikert og generell infrastruktur. Dedikert infrastruktur er slikt som bare (eller nesten bare) benyttes i produksjonen av gulrot for eksempel det meste av utstyr og bygninger på gården og i pakkeri. Generell infrastruktur er for eksempel veier, lastebiler i distribusjon og butikker. Infrastruktur gir miljøpåvirkning når det produseres, råvarene til det produseres, når det vedlikeholdes og til slutt avhendes. Generelt vil dedikert infrastruktur ha en større betydning i livsløpsanalyser fordi miljøbelastningen av slik infrastruktur fordeles på en lavere produksjon. Av denne grunn er det i dette tilfellet bare spesifikt beregnet effekten av slik infrastruktur. Imidlertid ligger utslippene fra generell infrastruktur ofte innbakt i databasetall for for eksempel transport. Det betyr at når man regner ut utslipp fra veitransport etter tonn-kilometer -metoden er infrastruktur med. Iht denne metoden velges i programvaren et visst kjøretøy og antall km et produkt fraktes. I databasen regnes effekt av produksjon og vedlikehold av kjøretøy og veier med, under gitte forutsetninger, for eksempel gjennomsnittlig drivstofforbruk og utnyttelsesgrad av kapasitet. I klimasporstudier bør utslippene fra bygninger, traktorer og utstyr på gården undersøkes. Det er i mange tilfeller mulig å gjøre dette ut fra tall i databaser, for eksempel for landbruksutstyr, traktorer og redskapsskjul. I tilfeller hvor tall ikke finnes i databaser kan en enkel beregning gjøres ved å se på mengde inngående materiale og bruke utslippene fra produksjonen av råvarene fra databaser. Hvis prosessene for infrastrukturelementer ikke helt passer det faktiske eksempel, er det mulig å tilpasse disse for eksempel ved å korrigere for levetid og størrelse. Konklusjon: Infrastruktur skal tas med i analysen hvis bidraget overstiger cut-off-grensen. 3.6 Innsatsfaktorer Innsatsfaktorer for gulrot var blant annet gjødsel, kalk, plantevernmidler, såfrø, drivstoff, elektrisitet og fiberduk. Også noen andre innsatsfaktorer av mindre betydning ble undersøkt, for eksempel gjødselemballasje. Utslippene fra produksjon og transport av disse innsatsvarene utgjør som regel et svært viktig bidrag til miljøbelastningen av matprodukter. I mange klimasporstudier brukes bare emisjonsfaktorer, det vil si faktorer som angir mengde klimagassutslipp pr mengde innsatsfaktor brukt. I mange tilfeller blir en annen framgangsmåte brukt. Først blir en prosess for produksjon og transport av innsatsfaktoren valgt, deretter blir mengden fylt inn. Fordelen med dette er at det gir en høyere grad av presisjon. Det er mulig å velge en prosess som er realistisk og dekkende for det som faktisk foregår i virkeligheten. Emisjonsfaktorer er ofte angitt som standardverdier og mengden informasjon som følger med er ofte lav. Dessuten gir bruken av emisjonsfaktorer liten mulighet for spesialtilpasning til det aktuelle tilfellet. For eksempel kan man ved bruk av transportprosess (tonn- 15
kilometer metode) gjøre endringer hvis en eller flere av de bestemmende faktorene avviker i betydelig grad for det som ligger inne som basis i prosessen. Det kan være at utnyttelsesgraden av lastekapasiteten til kjøretøyet er høyere enn standard utnyttelsesgrad. Utslipp fra enkelte innsatsfaktorer kan variere betydelig fra produsent til produsent. Mange gjødselfabrikker har montert katalysator for å redusere utslipp av N 2 O. Nitrogengjødselproduksjon krever mye energi og utslippene fra produksjonen av energi kan være svært forskjellig, avhengig av kilde til energien. Utslippene til produksjon av nitrogengjødsel kan derfor variere fra 3 til 8 kg CO 2 - ekv/kg N. Det bør derfor legges vekt på å finne primærdata for gjødsel. For innsatsfaktorer bør det derfor legges vekt på å finne representative prosesser og utslippsverdier, og valg av prosess eller verdi bør begrunnes i hvert tilfelle. Konklusjon: Utslipp fra innsatsfaktorer må i de fleste tilfeller beregnes ut fra databasedata, på grunn av at spesifikke tall ikke eksisterer. For N-gjødsel er det i mange tilfeller mulig å skaffe primærdata, hvis slike data ikke er tilgjengelig må worst-case data brukes, det vil si 8 kg CO2-ekv/kg N. Ved bruk av sekundærdata skal valg av data begrunnes og konsekvenser belyses ved bruk av sensitivitetsanalyser. 3.7 Elektrisitet Elektrisitet er en av innsatsfaktorene i verdikjeden av gulrot og har betydning for sluttresultatet på grunn av at produktet hele tiden må kjøles fra høsting til forbruk. Elektrisitet er i en særstilling blant innsatsfaktorene fordi det er mange leverandører som leverer inn til et felles nett og fordi at elektrisiteten ikke kan spores fysisk. Saken kompliseres ytterligere ved at en betydelig mengde elektrisitet utveksles med andre lands nett og at det eksisterer et felles nordisk elmarked. Dette betyr at det ikke bør brukes utslippene fra en spesifikk leverandør, unntatt 2 unntak som er beskrevet i ISO 14067 (DIS-versjon): 1. Data for opprinnelsesgarantert strøm (grønn el) kan brukes når det kan dokumenteres at salg av dette ikke dobbelttelles. I dagens situasjon foregår dobbelttelling fordi det ikke foreligger offisielle utslippstall for elektrisiteten fratrukket den grønne elektrisiteten. Offisielle utslippstall vil baseres på NVE`s varedeklarasjon. 2. Data fra nærliggende produksjonssted som stort sett bare leverer til angjeldende bedrift, men som til tider kan levere overskuddskraft til nettet og/eller kjøpe fra nettet i perioder med underskudd. Hvis ikke disse unntakene foreligger vil hovedregelen være at utslippsdata baseres på gjennomsnitt av elektrisiteten på nettet som brukes. I ISO 14067 er basis det nasjonale nettet, men det gjøres klart at det av og til kan være riktig å bruke et regionalt nett eller et flernasjonalt nett. Denne standarden spesifiserer ikke nøyaktig hvilket nett som skal brukes. Det norske nettet er en del av Nord-Elsystemet som omfatter Norge, Sverige, Danmark og Finland. Det synes derfor naturlig å bruke dette nettet. Det er også en mulighet å bruke det norske nettet. Det norske nettet består imidlertid av forskjellige regioner med begrenset overføringskapasitet mellom regionene. Det kan derfor være mer aktuelt å bruke tall fra det aktuelle nettområdet (NO1, 2 eller 3). Det foreligger imidlertid ikke tall for 16