vergelijkende levenscyclusanalyse van …...documentbeschrijving 1. titel publicatie vergelijkende...

Vergelijkendelevenscyclusanalyse vantoepassingen van dierlijk vet engebruikte frituurvetten en -oliën

Samen maken we morgen mooier.

Documentbeschrijving

1. Titel publicatie

Vergelijkende levenscyclusanalyse van toepassingen van dierlijk vet en gebruikte frituurvetten en - oliën.

2. Verantwoordelijke uitgever 3. Aantal blz.

Henny De Baets, OVAM, Stationsstraat 110, 2800 Mechelen 242

4. Wettelijk depot nummer 5. Aantal tabellen en figuren

10 tabellen en 35 figuren

6. Publicatiereeks 7. Datum publicatie

januari 2008

8. Trefwoorden

Levenscyclusanalysedierlijk vetgebruikte frituurvetten - en oliënverbranding versus recyclage

9. Samenvatting

Dierljik vet categorie 3 en gerecycleerde gebruikte frituurvetten en -oliën (GFVO) kunnen in verschillendetoepassingen ingezet worden. De ladder van Lansink met betrekking tot de afvalverwerkingshiërarchie stelt onderandere dat recyclage van afvalstoffen de voorkeur krijgt op verbranding met energierecuperatie. Concreet betekentdit dat voor categorie 3 dierlijk vet oleochemie, biodieselproductie en gebruik in mengvoeders steeds voorrang moetkrijgen op verbranding met energierecuperatie.In het voorliggend rapport wordt aan de hand van een vergelijkende levenscyclusanalyse nagegaan met welkemilieu-impact het gebruik van dierlijk vet categorie 3 en gerecycleerde GFVO gepaard gaat. Dit met de bedoeling omna te gaan of het milieuprofiel van de toepassingsmogelijkheden voor gebruik van dierlijk vet categorie 3 engerecycleerde GFVO de prioriteitenorde volgens de ladder van Lansink bevestigt of niet.

10. Begeleidingsgroep en/of auteur

VITO, UG, OVAM (S. Woestenborghs, A. Andries, M. De Schoenmakere, L. Umans, K. Van den Eynden)

11. Contactperso(o)n(en)

L. Umans, K. Van den Eynden

12. Andere titels over dit onderwerp

Gegevens uit dit document mag u overnemen mits duidelijke bronvermelding.

De meeste OVAM-publicaties kan u raadplegen en/of downloaden op de OVAM-website: http://www.ovam.be

1

Samenvatting 9

Summary 11

1 Inleiding 24

2 Methodologie 25 2.1 Doelstelling en afbakening studie 25 2.1.1 Stap 1: beschrijving van de samenstelling van dierlijk vet en gerecycleerde

GFVO 25 2.1.2 Stap 2: beschrijving relevante toepassingen 25 2.1.3 Stap 3: aflijnen van gebruiksscenario’s voor LCA 25 2.1.4 Stap 5: interpretatie en bespreking van de resultaten van de vergelijkende

LCA-studie 26 2.2 LCA-methodologie 26

3 Samenstelling van vetten en oliën van dierlijke en plantaardige oorsprong 29

3.1 Algemeen 29 3.2 Dierlijk vetten 29 3.2.1 Algemeen 29 3.2.2 Dierlijk vet categorie 1 32 3.2.3 Dierlijk vet categorie 3 32 3.3 Gebruikte frituurvetten en -oliën (GFVO) 33 3.4 Plantaardige oliën 35 3.4.1 Productie, eigenschappen en toepassingen van plantaardige oliën ............35 3.4.2 Productie van palmolie, sojaolie en koolzaadolie 37 3.4.2.1 Palmolie 37

3.4.2.2 Sojaolie 38

3.4.2.3 Koolzaadolie 38

3.5 Overzicht samenstelling vetten en oliën 39 3.6 Raffinage van vetten en oliën 42

4 Toepassingsmogelijkheden voor dierlijk vet categori e 3 en gerecycleerde GFVO 44

4.1 Elektriciteitsproductie (monoverbranding) 44 4.1.1 Toepassingsgebied 44 4.1.1.1 Algemeen 44

4.1.1.2 Kritische parameters 44

4.1.2 Voorbeeld: Electrawinds [Electrawinds] [M-Tech] 45 4.1.2.1 Gebruikte vetten en olie 45

4.1.2.2 Procesbeschrijving 45

4.1.2.3 Kwaliteitseisen 49

4.2 Stoomproductie 49 4.2.1 Toepassingsgebied 49 4.2.1.1 Algemeen 49

Inhoudstafel

2


4.2.2 Voorbeeld: stoomketels Rendac Denderleeuw en Smilde (Nl) ....................50 4.2.2.1 Gebruikte vetten 50

4.2.2.2 Procesbeschrijving 51

4.3 Productie van biodiesel 52 4.3.1 Toepassingsgebied 52 4.3.1.1 Algemeen 52


4.3.2 Procesbeschrijving 54 4.3.2.1 Voorbehandeling 54

4.3.2.2 Omestering 55

4.3.2.3 Kwaliteit eindproduct 56

4.3.2.4 Toepassingsvoorbeelden in Vlaanderen en Europa..........................56

4.4 Toepassing in de oleochemie 58 4.4.1 Toepassingsgebied 58 4.4.1.1 Algemeen 58


4.4.2 Procesbeschrijving 60 4.5 Toepassing in mengvoeders 62 4.5.1 Toepassingsgebied 62 4.5.1.1 Algemeen 62


4.5.2 Procesbeschrijving 64 4.6 Overzicht 64 4.6.1 Dierlijk vet categorie 3 64 4.6.2 Gerecycleerde GFVO 65

5 Beschrijving scenario’s voor de toepassing van dier lijk vet cat. 3 en gerecycleerde GFVO 67

5.1 Functionele eenheid 67 5.2 Systeemafbakening per toepassingsmogelijkheid in het kader van de

vergelijkende LCA-berekeningen 67 5.2.1 Elektriciteitsproductie (monoverbranding) 68 5.2.1.1 Voorbehandeling 68

5.2.1.2 Verbrandingsemissies dieselmotoren 68

5.2.1.3 Vermeden elektriciteitsproductie 69

5.2.1.4 Vermeden stoomproductie 70

5.2.1.5 Extra transportstap 71

5.2.2 Stoomproductie 71

3

5.2.2.1 Voorbehandeling 71

5.2.2.2 Schouwemissies 71

5.2.2.3 Opslag dierlijk vet categorie 3 en gerecycleerde GFVO....................72

5.2.2.4 Besparing aardgas 72

5.2.2.5 Geen transport 72

5.2.3 Productie biodiesel 73 5.2.3.1 Variant 1: vergelijking productie biodiesel uit dierlijk vet

cat.3/gerecycleerde GFVO en uit koolzaadolie.................................73

5.2.3.2 Variant 2: Vergelijking met productie en gebruik van zwavelarme fossiele diesel 77

5.2.3.3 Transport 79

5.2.4 Toepassing in mengvoeders 80 5.2.4.1 Milieu-impact dierlijk vet categorie 3 80

5.2.4.2 Geen extra voorbehandeling nodig voor dierlijk vet categorie 3 ........80

5.2.4.3 Milieu-impact palmolie en sojaolie (zie ook 3.4.2. Productie van palmolie, sojaolie en koolzaadolie, pagina 37)..................................80

5.2.4.4 Verminderde kwaliteit/productie van het vlees bij gebruik van plantaardige oliën 81


5.2.5 Toepassing in de oleochemie 82 5.2.5.1 Variant 1: vetsplitsing 82

5.2.5.2 Variant 2: omestering 83

5.2.5.3 Vergelijking milieu-impact geur dierlijk vet cat.3, gerecycleerde GFVO en plantaardige alternatieven 83

5.2.5.4 Vergelijking met mengvoederindustrie 84

5.2.5.5 Het gebruik van palmoliestearine en palmolie-oleïne in plaats van ruwe palmolie 84


5.2.5.7 Overige aannames 84

5.3 Overzicht scenario’s voor de toepassing van dierlijk vet categorie 3 en gerecycleerde GFVO 85

6 LCA van de scenario’s voor de toepassing van dierli jk vet cat. 3 en gerecycleerde GFVO: basisanalyse 86

6.1 Inleiding 86 6.2 Toepassing van dierlijk vet categorie 387 6.2.1 Milieuprofiel van de scenario's 87 6.2.2 Analyse van de resultaten per impactcategorie 91

4

6.2.2.1 Schade aan humane gezondheid veroorzaakt door de emissies van kankerverwekkende stoffen 91

6.2.2.2 Schade aan luchtwegen veroorzaakt door de emissies van organische stoffen 96

6.2.2.3 Schade aan luchtwegen veroorzaakt door de emissies van anorganische stoffen 100

6.2.2.4 Schade aan menselijke gezondheid ten gevolge van klimaatverandering 102

6.2.2.5 Schade aan ecosysteemkwaliteit door emissies van ecotoxische stoffen 106

6.2.2.6 Schade door emissies van verzurende en vermestende stoffen .....108

6.2.2.7 Schade door landgebruik 111

6.2.2.8 Schade door uitputting van mineralen 114

6.2.2.9 Schade door uitputting van fossiele brandstoffen ...........................116

6.2.3 Bespreking van de processen die de netto milieu-impact van de onderzochte toepassingen bepalen of beïnvloeden 119

6.2.3.1 Scenario’s waarbij de inzet van plantaardige olie vermeden wordt..119

6.2.3.2 Scenario’s waar fossiele brandstoffen en andere conventionele energiebronnen vermeden worden 122

6.2.4 Besluit over de basisanalyse met betrekking tot de toepassing van dierlijk vet cat.3 124

6.2.4.1 Energierecuperatie vs. recyclage 124

6.2.4.2 Onderlinge vergelijking van de scenario’s 125

6.3 Toepassing van gerecycleerde GFVO 127 6.3.1 Milieuprofiel van de scenario's 127 6.3.2 Analyse van de resultaten per impactcategorie 130 6.3.2.1 Schade aan menselijke gezondheid veroorzaakt door de emissies van

kankerverwekkende stoffen 130

6.3.2.2 Schade aan luchtwegen veroorzaakt door de emissies van organische stoffen 135

6.3.2.3 Schade aan luchtwegen veroorzaakt door de emissies van anorganische stoffen 138

6.3.2.4 Schade aan menselijke gezondheid ten gevolge van klimaatverandering 141

6.3.2.5 Schade aan ecosysteemkwaliteit door emissies van ecotoxische stoffen 144

6.3.2.6 Schade aan ecosystemen door emissies van verzurende en vermestende stoffen 146

5

6.3.2.7 Schade aan ecosystemen door landgebruik 149

6.3.2.8 Schade door uitputting van mineralen 151

6.3.2.9 Schade door uitputting van fossiele brandstoffen ...........................153

6.3.3 Bespreking van de processen die de netto milieu-impact van de onderzochte toepassingen bepalen of beïnvloeden 156

6.3.3.1 Scenario’s waarbij inzet van plantaardige olie vermeden wordt ......156

6.3.3.2 Scenario’s waarbij inzet van fossiele brandstoffen en andere conventionele energiebronnen vermeden wordt .............................158

6.3.4 Besluit met betrekking tot de toepassing van gerecycleerde GFVO: basisanalyse 161

6.3.4.1 Energierecuperatie vs. recyclage 161

6.3.4.2 Onderlinge vergelijking van de scenario’s 162

7 LCA van de scenario’s voor de toepassing van dierli jk vet cat. 3: gevoeligheidsanalyses 165

7.1 Verhoging van de transportafstand van dierlijk vet tot aan de installatie (van 150 km naar 300 km) 165

7.2 Vermeden elektriciteitsproductie afkomstig van fossiele brandstofmix (i.p.v. Belgische mix) voor scenario ‘elektriciteitsproductie’ ......................167

7.3 Vermeden inzet van palmoliestearine in scenario elektriciteitsproductie ...169 7.4 Vermeden stoomproductie afkomstig van een installatie op lichte fuel (i.p.v.

aardgas) voor scenario ‘stoomproductie’ 172 7.5 Bemesting van koolzaad met kunstmeststoffen (i.p.v. dierlijke mest en

kunstmeststoffen) voor scenario ‘biodiesel (koolzaad)’ ...................176 7.6 Conclusie met betrekking tot resultaten gevoeligheidsanalyse .................178

8 Conclusies 179

9 Referenties 181

6

Tabel 1: Samenstelling dierlijk vet rundvee van Iers staal 31

Tabel 2: Samenstelling van dierlijke vetten, plantaardige oliën en afgeleide producten [Electrawinds] [OVAM 2] [Desmet-Ballestra][Infomil] [Erbrink] [BREF] [Rendac 1] [Smilde][Oleon][Mittelbach][Vierhouten Vet][Senternovem] 40

Tabel 3: Analyseresultaten en kwaliteitseisen voor verbranding van vetten en olie 49

Tabel 4: Wettelijk toegelaten toepassingen in Vlaanderen 64

Tabel 5: Voorbeelden van toepassingen in Vlaanderen en het buitenland 64

Tabel 6: Wettelijk toegelaten toepassingen in Vlaanderen 65

Tabel 7: Voorbeelden van toepassingen in Vlaanderen en het buitenland 65

Tabel 8: Samenstelling functionele eenheid en ruwe plantaardige oliën die vermeden worden 67

Tabel 9: Overzicht van de netto milieu-impact (of netto milieuwinst) per impactcategorie van het gebruik van dierlijk vet cat.3 volgens de 5 toepassingsmogelijkheden 89

Tabel 10: Overzicht veroorzaakte schade per impactcategorie en per scenario voor de toepassing van gerecycleerde GFVO 128

Tabellen

7

Figuur 1: Schematische voorstelling gebruiksopties dierlijk vet/gerecycleerde GFVO 27

Figuur 2: Algemene chemische structuur voor vetzuur, glycerol en vet 29

Figuur 3: Productie van plantaardige oliën wereldwijd (in kton)) 36

Figuur 4: Processchema van gebruik van dierlijk vet categorie 1 in de installatie van Electrawinds Oostende 46

Figuur 5: Processchema van het verwerkingsproces van dierlijk afval categorie 1 bij Rendac in Denderleeuw (de energetische valorisatie van dierlijk vet categorie 1 wordt weergegeven in het blauw) 51

Figuur 6: Vorming van vetzuren, vetzuurmethylesters en zepen uit vetten/oliën 61

Figuur 7: Trends in de emissies bij biodiesel bijmenging 79

Figuur 8: Vergelijking van de genormaliseerde milieuprofielen van 5 toepassingsmogelijkheden van dierlijk vet cat.3 90

Figuur 9: Schade aan menselijke gezondheid veroorzaakt door emissies van kankerverwekkende stoffen 92

Figuur 10: Schade aan luchtwegen veroorzaakt door de emissies van organische stoffen 97

Figuur 11: Schade aan luchtwegen veroorzaakt door de emissies van anorganische stoffen 100

Figuur 12: Schade aan menselijke gezondheid ten gevolge van klimaatverandering 103

Figuur 13: Schade aan ecosysteemkwaliteit door emissies van ecotoxische stoffen 106

Figuur 14: Schade aan ecosystemen door emissies van verzurende en vermestende stoffen 109

Figuur 15: Schade aan ecosystemen door landgebruik 112

Figuur 16: Schade door uitputting van mineralen 114

Figuur 17: Schade door uitputting van fossiele brandstoffen 117

Figuur 18: Vergelijking van de milieuprofielen van 5 toepassingsmogelijkheden van dierlijk vet cat.3 123

Figuur 19: Vergelijking van de genormaliseerde milieuprofielen voor de toepassing van gerecycleerde GFVO 129

Figuur 20: Schade aan menselijke gezondheid veroorzaakt door emissies van kankerverwekkende stoffen 131

Figuur 21: Schade aan luchtwegen veroorzaakt door de emissies van organische stoffen 136

Figuren

8

Figuur 22: Schade aan luchtwegen veroorzaakt door de emissies van anorganische stoffen 139

Figuur 23: Schade aan de menselijke gezondheid ten gevolge van klimaatverandering 142

Figuur 24: Schade aan ecosysteemkwaliteit door emissies van ecotoxische stoffen 144

Figuur 25: Schade aan ecosystemen door emissies van verzurende en vermestende stoffen 147

Figuur 26: Schade aan ecosystemen door landgebruik 149

Figuur 27: Schade door uitputting van mineralen 151

Figuur 28: Schade door uitputting van fossiele brandstoffen 154

Figuur 29: Vergelijking van de milieuprofielen voor de toepassing van gerecycleerde GFVO 160

Figuur 30: Gevoeligheidsanalyse 1: verhoging transportafstand van dierlijk vet tot aan de installatie (van 150 km naar 300 km) 166

Figuur 31: Gevoeligheidsanalyse 2: vermeden elektriciteitsproductie afkomstig van fossiele brandstofmix (i.p.v. Belgische mix) voor scenario ‘elektriciteitsproductie’ 168

Figuur 32: Gevoeligheidsanalyse 3: vermeden inzet van palmoliestearine in scenario ‘elektriciteitsproductie’ 171

Figuur 33: Gevoeligheidsanalyse 4: vermeden stoomproductie afkomstig van een installatie op lichte fuel (i.p.v. aardgas) voor scenario ‘stoomproductie’ 173

Figuur 34: Combinatie van Gevoeligheidsanalyse 2 en Gevoeligheidsanalyse 4 175

Figuur 35: Gevoeligheidsanalyse 5: bemesting van koolzaad met kunstmeststoffen (i.p.v. dierlijke mest) voor scenario ‘biodiesel (koolzaad)’ 177

9

Doelstelling Dierlijk vet categorie 3 (dierlijk vet) en gerecycleerde gebruikte frituurvetten en –oliën (GFVO) kunnen in verschillende toepassingen ingezet worden: biodiesel, gebruik in oleochemie, gebruik in mengvoeders, elektriciteitsproductie, stoomproductie, …

De ladder van Lansink met betrekking tot de afvalverwerkingshiërarchie stelt onder andere dat recyclage van afvalstoffen de voorkeur krijgt op verbranding met energierecuperatie. Concreet zou dit voor dierlijk vet cat. 3 en gerecycleerde GFVO betekenen dat oleochemie, biodieselproductie en gebruik in mengvoeders (voor dierlijk vet) steeds voorrang moeten krijgen op verbranding met energierecuperatie.

In het voorliggende rapport wordt aan de hand van een vergelijkende levenscyclusanalyse (LCA) nagegaan met welke milieu-impact het gebruik van dierlijk vet cat. 3 en gerecycleerde GFVO gepaard gaat, met als bedoeling om na te gaan of het milieuprofiel van de toepassingsmogelijkheden voor gebruik van dierlijk vet cat. 3 en gerecycleerde GFVO de prioriteitenorde volgens de ladder van Lansink bevestigt of niet.

Telkens als we spreken over ‘dierlijk vet’ wordt in wat volgt ‘dierlijk vet categorie 3’ bedoeld. Gerecycleerde GFVO zijn frituuroliën en -vetten die na inzameling door recuperanten zijn opgemengd en/of gezuiverd om aan specifieke samenstellingseisen te voldoen.

Producten en processen Dierlijk vet cat.3 kan geproduceerd worden op basis van dierlijke bijproducten van gezonde dieren van één specifieke diersoort of van verschillende diersoorten. De samenstelling van het dierlijk vet verschilt in functie van de diersoort waarvan het afkomstig is. Het bevat in het algemeen een beperkt gehalte vrije vetzuren en heeft doorgaans een lager asgehalte dan dierlijk vet categorie 1.

Gebruikte frituurvetten en -oliën (GFVO) zijn in de eerste plaats afvalproducten die ontstaan na het gebruik van vetten en oliën voor de bereiding van voedsel. Het zijn oliën en vetten van plantaardige of dierlijke oorsprong. Het bakproces resulteert in oxidatie, hydrolyse en polymerisatie van de vetten. Hierdoor ontstaan andere producten in het frituurvet. GFVO komen vrij ter hoogte van de voedingsindustrie, de horeca en de huishoudens. In België kan aangenomen worden dat de frituurvetten (de harde fractie) van dierlijke oorsprong zijn en de vloeibare fractie van plantaardige oorsprong. De recuperanten van GFVO kopen batchen van verschillende kwaliteiten op, en werken deze op (of mengen ze) in functie van de specifieke, vereiste kwaliteit voor de eindtoepassing. Het eindproduct zijn gerecycleerde GFVO, het uitgangsproduct voor de studie.

Dierlijk vet en gerecycleerde GFVO kunnen in verscheidene toepassingen ingezet worden. In het kader van deze studie werden 5 toepassingsmogelijkheden weerhouden voor vergelijking via levenscyclusanalyse. Deze processen zijn:

- elektriciteitsproductie door monoverbranding in e en dieselmotor:

na een specifieke voorbehandeling voor afscheiding van de vrije vetzuren wordt het dierlijk vet of gerecycleerde GFVO in een dieselmotor verbrand, en wordt elektriciteit geproduceerd en warmte gerecupereerd; de verbrandingsgassen

Samenvatting

10

worden behandeld in een rookgasreinigingsinstallatie en vervolgens via een schouw in de atmosfeer geblazen.

- stoomproductie:

rechtstreekse verbranding van dierlijk vet of gerecycleerde GFVO in een stoomketel. De geproduceerde stoom wordt nuttig toegepast in een productieproces

- productie van biodiesel:

na een specifieke raffinage voor verwijdering van de vrije vetzuren wordt dierlijk vet of gerecycleerde GFVO ingezet in een conventioneel biodieselproductieproces. Hierbij wordt vet/olie via omestering, in aanwezigheid van een overmaat methanol en een basische katalysator, omgevormd tot een methylester (=biodiesel). De bekomen biodiesel kan in het geval van dierlijk vet als uitgangsproduct rechtstreeks opgemengd worden met fossiele diesel. De biodiesel op basis van GFVO moet eerst nog een bijkomende destillatie ondergaan (om aan de Europese productnormen voor biodiesel te voldoen).

- oleochemie:

de toepassing van vet of olie in de oleochemie start typisch met een vetsplitsing of met een rechtstreekse omestering; dit is voor de toepassing van dierlijk vet en GFVO niet anders. Daarom wordt voor de oleochemie een onderscheid gemaakt tussen beide varianten. De eindproducten van de vetsplitsing en omestering worden in typische oleochemische processen verder omgevormd tot een zeer brede range van fijnchemische eindproducten.

- mengvoederindustrie:

dierlijk vet vormt een traditionele grondstof voor de productie van mengvoeders. Het dierlijk vet kan zonder voorbehandeling gemengd worden met de andere bestanddelen van het mengvoeder.

Methodologie De analyse volgt de methodologie van een vergelijkende LCA. Deze maakt het mogelijk om processen met eenzelfde uitgangproduct maar verschillende eindproducten toch met elkaar te vergelijken. De methode verschilt van de productgerichte LCA, die verschillende productiemethoden van eenzelfde product vergelijkt. Om een vergelijkende LCA mogelijk te maken is het nodig de beschouwde processen uit te breiden tot scenario’s en rekening te houden met de vermeden processen, d.w.z. de processen waarvoor de toepassing van dierlijk vet of gerecycleerde GFVO in de plaats komt. Een bijkomend effect is dat de directe emissies van de processen niet altijd zichtbaar worden in de analyse. Dergelijke aanpak vereist dat er gewerkt wordt met een ruim aantal informatiebronnen en aannames. De besluiten zijn dan ook in de eerste plaats geldig binnen deze aannames. Door een gevoeligheidsanalyse werd het effect van de aannames op de resultaten nagegaan.

De volgende scenario’s werden geëvalueerd: elektriciteitsproductie, stoomproductie, biodieselproductie, omestering en vetsplitsing. De twee laatste scenario’s zijn oleochemische processen. Voor dierlijk vet werd daarnaast nog het scenario mengvoederproductie bestudeerd. Voor biodiesel wordt in de analyse een

11

onderscheid gemaakt tussen twee scenario’s: biodiesel vervangt biodiesel uit koolzaad of fossiele diesel.

In het huidige beleidskader worden zowel oleochemische industrie en mengvoederproductie, als toepassing in biodiesel, als recyclage beschouwd. De productie van elektriciteit en stoom zijn beide energierecuperatieroutes.

Voor de berekening van het milieuprofiel van de verschillende scenario’s wordt beroep gedaan op de Eco-Indicator 99 methode. Deze methode schat de potentiële schade aan de menselijke gezondheid in, waarbij een onderscheid gemaakt wordt tussen volgende impactcategorieën:

• Schade door emissies van kankerverwekkende stoffen

• Schade aan luchtwegen door emissies van organische stoffen

• Schade aan luchtwegen door emissies van anorganische stoffen

• Schade door klimaatverandering

Daarnaast geeft de methode ook een inschatting van de schade aan ecosystemen, waarbij een onderscheid gemaakt wordt tussen:

• Schade door emissies van ecotoxische stoffen

• Schade door vermesting/verzuring

• Schade door landgebruik

Tenslotte geeft de methode een inschatting van de schade door uitputting van enerzijds mineralen en anderzijds fossiele brandstoffen.

Processen die het milieuprofiel van de verschillende scenario’s bepalen of beïnvloeden Alvorens de resultaten van de vergelijkende LCA te interpreteren in het licht van de door de OVAM gestelde beleidsvraag, geven we een samenvatting van de inhoudelijke bespreking van de berekende milieuprofielen. Welke processen (de toepassing van de afvalstof zelf en/of de vermeden processen) beïnvloeden of bepalen de uitkomst van de LCA-berekeningen?

We bespreken de resultaten voor dierlijk vet en gerecycleerde GFVO samen en hebben het bijgevolg over de toepassing van “de afvalstof”. Indien relevant, wordt gerefereerd naar ofwel dierlijk vet ofwel gerecycleerde GFVO.

Een grafische weergave van de resulterende milieuprofielen zijn terug te vinden in Figuur 18, pagina 123 voor de toepassing van dierlijk vet en in Figuur 29, pagina 160 voor de toepassing van gerecycleerde GFVO.

12

Vermeden verwerking van plantaardige olie

Bij 3 scenario’s wordt de inzet van plantaardige olie vermeden: mengvoeder 1, oleochemie en biodiesel (koolzaad). Voor deze scenario’s is de milieu-impact van de toepassing van de afvalstoffen zelf niet berekend, omdat deze onafhankelijk is van de gebruikte grondstof. Gebruik van plantaardige olie, dierlijk vet of gerecycleerde GFVO geeft geen verschil in milieu-impact van het proces. Enkel voor transport en eventuele raffinage wordt de bijdragen tot de netto milieu-impact berekend. Uit de resultaten blijkt de bijdrage van deze laatste twee factoren gering. De vermeden processen zijn bepalend voor de netto m ilieu-impact 2. Dit zijn: de teelt van energiegewassen, de productie van ruwe plantaardige olie, de raffinage ervan en het transport van plantaardige olie. Meestal is de milieu-impact van de teelt van energiegewassen bepalend, in bepaalde gevallen speelt ook de productie van plantaardige olie een belangrijke rol. Soms zorgt het vermeden transport van de plantaardige olie voor een belangrijke bijdrage.

De teelt van de energiegewassen (koolzaad, palmvruchten of sojabonen) zorgt vaak voor een belangrijke of bepalende milieu-impact. Het gebruik van meststoffen (kunstmeststoffen, dierlijke meststoffen, andere biomassa) zorgt voor stikstofemissies naar lucht en water en metalen naar de bodem. Het gebruik van land veroorzaakt schade aan ecosystemen. Het gebruik van meststoffen, de drooglegging van veengronden en de teelt van stikstoffixerende gewassen (zoals soja) zorgen voor niet-energetische broeikasgasemissies (N2O en CO2).

• De stikstofemissies vertalen zich in schade aan luchtwegen door emissies van anorganische stoffen en schade aan ecosystemen door verzurende/vermestende emissies.

• De emissies van metalen naar de bodem hebben een belangrijke bijdrage aan de schade aan menselijke gezondheid door kankerverwekkende stoffen en schade aan ecosystemen door ecotoxische stoffen. De teelt van koolzaad zorgt voor een netto opname van cadmium uit de bodem. Voor de andere gewassen zorgt het gebruik van meststoffen voor een aanrijking van cadmium in de bodem.

• De impact van het gebruik van land voor de teelt van energiegewassen werd ingeschat op basis van West-Europese plantensoorten. Specifieke kengetallen voor Maleisië (oliepalmen) en Brazilië (sojabonen) zijn immers niet beschikbaar. Hierdoor kan de milieu-impact voor deze processen onderschat zijn. De reële milieuwinst door het vermijden van deze teelt is dus mogelijk groter dan hier berekend.

• De teelt van palmbomen op veengronden zorgt voor N2O- en CO2-emissies door drooglegging van de gronden. Deze broeikasgasemissies vertalen zich in schade door klimaatverandering. De impact is mogelijk onderschat vermits uitgegaan wordt van een zeer beperkt areaal veengrond (4%), dat naar verwachting in de toekomst uitgebreid zal worden.

1 Enkel doorgerekend voor dierlijk vet

2 In het mengvoederscenario wordt (geraffineerde) palm- en sojaolie vermeden. In het biodieselscenario (koolzaad) wordt geraffineerde koolzaadolie vermeden. In de oleochemische scenario’s wordt palmoliestearine vermeden bij toepassing van dierlijk vet en geraffineerde palm- en koolzaadolie bij toepassing van gerecycleerde GFVO.

13

Andere milieu-impacts komen van de productie en het transport van meststoffen en het gebruik van landbouwwerktuigen. Deze processen kunnen samen voor een belangrijke impact zorgen voor verschillende impactcategorieën.

De productie van ruwe plantaardige olie uit energiegewassen zorgt in bepaalde gevallen ook voor een belangrijke milieu-impact. Deze wordt bepaald door het productieproces van de olie en het transport van de oliehoudende vruchten (koolzaad en sojabonen) naar de productiesite.

Tijdens de productie van koolzaad- en sojaolie wordt hexaan geëmitteerd (extractie van olie met hexaan). De hexaanemissies leveren een belangrijke bijdrage tot schade aan luchtwegen door organische stoffen. Biomassa van de verwerkte palmvruchten wordt verbrand voor de productie van energie. Hierdoor is weinig fossiele energie nodig voor de productie van palmolie. Emissies van vluchtige organische stoffen tijdens de verbranding van biomassa zorgen voor een belangrijke bijdrage tot schade aan luchtwegen door organische stoffen. Anorganische verbrandingsemissies zorgen voor een belangrijke bijdrage tot schade aan luchtwegen door anorganische stoffen (NOx, SO2 en stof) en in mindere mate tot schade aan ecosystemen door verzurende/vermestende emissies (NOx, SO2).

In geval van sojaolie zorgt het transport van de sojabonen naar de productieplant voor een relatief belangrijke impact op de luchtwegen door anorganische stoffen.

Het vermeden transport van palm- of sojaolie zorgt in bepaalde gevallen voor een belangrijke milieuwinst.

Palm- en sojaolie worden immers in het land van herkomst (respectievelijk Maleisië en Brazilië) over relatief lange afstand met de vrachtwagen vervoerd en vervolgens per schip naar West-Europa gebracht. De vermeden milieu-impact van deze transportstappen draagt voor bepaalde impactcategorieën bij tot de netto milieuwinst. Transport over de weg heeft een grotere milieu-impact per tonkilometer3 dan transport over water. De grootste afstanden worden per schip afgelegd, maar de grote afstand tot Maleisië en Brazilië is nooit bepalend.

Dit effect speelt niet bij de scenario’s waarin koolzaadolie wordt vervangen. Er wordt van uitgegaan dat zowel de koolzaadolie als de afvalstof in Vlaanderen geproduceerd worden.

Vermeden gebruik van fossiele brandstoffen en ander e conventionele energiebronnen

Bij 3 scenario’s wordt de inzet van fossiele brandstoffen en andere conventionele energiebronnen vermeden: elektriciteitsproductie, stoomproductie en biodiese l (fossiel) . Ook voor deze scenario’s is de vermeden impact vaak belangrijk of bepalend . Het gaat dan om (vermeden) stoomproductie op basis van aardgas, productie van “conventionele” elektriciteit of productie en het gebruik van fossiele zwavelarme diesel.

Voor deze scenario’s werd de milieu-impact van de toepassing van de afvalstof wel bepaald. Het gaat om de verbranding van de afvalstof in een dieselmotor, een stoomketel of een personenvoertuig en de productie van biodiesel uit de afvalstof.

3 Waarbij 1 ton product vervoerd wordt over een afstand van 1 kilometer

14

In de meeste gevallen bleek dat deze milieu-impact onbestaande ofwel klein is vergeleken met de vermeden milieu-impact. Voor een aantal impactcategorieën kan de specifieke milieu-impact van de toepassing v an de afvalstof toch een belangrijke bijdrage hebben tot de netto milieu-imp act. Het transport en de raffinage van de afvalstof zorgen niet voor een significante milieu-impact.

Voor het scenario stoomproductie bekomen we voor schade aan luchtwegen door anorganische stoffen en schade aan ecosystemen door verzurende/vermestende emissies een netto milieu-impact (= geen milieuwinst). De NOx-emissies van de verbranding van de afvalstof zijn hoger dan de NOx-emissies bij verbranding van een equivalente4 hoeveelheid aardgas. Voor het scenario elektriciteitsproductie zijn de verbrandingsemissies (NOx) eveneens belangrijk. Conventionele elektriciteitsproductie zorgt echter gemiddeld voor een grotere impact5, zodat de score voor beide impactcategorieën een netto milieuwinst is.

Voor het biodieselscenario (fossiel) beïnvloedt de milieu-impact van de productie van biodiesel de score van verschillende impactcategorieën:

• Methanolemissies tijdens de productie van biodiesel zorgen ervoor dat er een netto milieu-impact (= geen milieuwinst) is voor schade aan luchtwegen door emissies van organische stoffen;

• Het energieverbruik voor de productie van biodiesel en voor de productie van de grondstoffen methanol en natriumhydroxide zorgt voor een verlaging van de netto milieuwinst voor schade aan gezondheid door klimaatverandering en uitputting van fossiele brandstoffen.

De resultaten zijn gelijkaardig voor de toepassing van dierlijk vet en gerecycleerde GFVO; de conclusies in de volgende paragrafen gelden dus voor beide afvalstoffen.

Gevoeligheidsanalyse Omdat de resultaten voor de toepassing van dierlijk vet en gerecycleerde GFVO gelijkaardig zijn, werd enkel een gevoeligheidsanalyse uitgevoerd voor de toepassing van dierlijk vet. De belangrijkste conclusies uit de gevoeligheidsanalyses die werden uitgevoerd, kunnen als volgt samengevat worden:

- de transportafstand van dierlijk vet van de producent tot aan de toepassingsinstallatie heeft nauwelijks een invloed op het milieuprofiel van de scenario’s: een verdubbeling van de transportafstand van 150 km naar 300 km resulteert slechts in een lichte –maar niet significante- verbetering voor het scenario ‘stoomproductie’ ten opzichte van de andere scenario’s

- indien uitgegaan wordt van de uitsparing van elektriciteit, geproduceerd volgens de Belgische fossiele mix, in plaats van de Belgische mix, scoort het scenario elektriciteitsproductie voor verschillende impactcategorieën beter omdat de emissies van de Belgische mix (omwille van de aanwezigheid van (emissiearme) nucleaire energie) kleiner zijn dan deze van een fossiele brandstofmix.

4 hoeveelheid aardgas waarmee eenzelfde hoeveelheid stoom geproduceerd wordt.

5 NOx en SOx, maar ook stof (voor schade aan luchtwegen door anorganische stoffen)

15

- Elektriciteitsproductie via monoverbranding van palmoliestearine kan beschouwd worden als een relevante optie voor groene stroomproductie in Vlaanderen. Indien elektriciteitsproductie uit dierlijk vet zorgt voor een uitsparing van deze groene stroom, is er geen verschil in het milieuprofiel voor elektriciteitsproductie en toepassing in de oleochemie.

- omdat de milieu-impact van de vermeden processen zo’n sterke invloed hebben op het milieuprofiel van de scenario’s, geldt in het algemeen dat voor scenario’s waarin door de toepassing van dierlijk vet het gebruik van fossiele brandstoffen wordt vermeden, de keuze van de vermeden fossiele brandstof sterk bepalend is voor de resultaten. Aardgas en stookolie zijn relatief schaars en scoren dus slecht voor de uitputting van fossiele brandstoffen. Steenkool scoort voor deze impactcategorie relatief goed. Aardgas scoort goed wat de verbrandingsemissies betreft (inclusief fossiele CO2-emissies). Stookolie en steenkool scoren slecht voor de verbrandingsemissies (inclusief fossiele CO2-emissies).

Conclusies Het milieuprofiel voor biodieselproductie en –gebruik blijkt sterk afhankelijk te zijn van de aanname over welke brandstof vervangen wordt: biodiesel uit koolzaad of fossiele diesel. Afhankelijk van deze aanname, leunt het biodieselscenario eerder aan bij materiaalrecyclage of bij energierecuperatie. Het biodieselscenario kan daardoor bij geen van beide groepen ingedeeld worden. Geen van beide aannames laten toe om –op basis van het berekende milieuprofiel- het biodieselscenario te verkiezen boven (andere vormen van) energierecuperatie.

Geen van de bestudeerde scenario’s heeft een algemeen kleinere milieu-impact dan de andere. Ook indien biodieselproductie buiten beschouwing wordt gelaten, hebben de recyclagescenario’s geen beter milieuprofiel dan de scenario’s rond energierecuperatie. De LCA-analyse wijst in dat geval geen ‘beste’ scenario aan, maar toont aan dat de keuze voor recyclage of energierecuperatie voor een verschuiving van de impacts zorgt. Energierecuperatie scoort beter voor effecten van klimaatverandering en uitsparing van fossiele brandstoffen. Recyclage (in mengvoeders of oleochemie) scoort beter voor effecten gerelateerd aan verzuring/vermesting (NOx, NH3, SOx, …) en emissies van anorganische componenten (NOx, SOx, stof, NH3, …). Dit is het gevolg van de gebruikte aannames. In het geval van energierecuperatie wordt energieproductie uit (ondermeer) fossiele brandstoffen uitgespaard. In het geval van recyclage wordt de inzet van plantaardige oliën (koolzaad-, soja- en palmolie) vermeden.

De milieu-impact van de toepassing van dierlijk vet en gerecycleerde GFVO wordt sterk bepaald door de vraag welke grondstoffen het dierlijk vet en de gerecycleerde GFVO vervangen. Een belangrijke vraag hierbij is of groene stroom en biodiesel op basis van deze stoffen zorgt voor een vermindering van het gebruik van fossiele brandstoffen, dan wel voor een vermindering in het gebruik van plantaardige oliën. In de praktijk wordt dit onderscheid bepaald door het omringende beleid en de lokale markt. Indien de doelstellingen voor groene stroom en groene diesel vaststaan en zijn bereikt, zal de ene groene brandstof (dierlijk vet of gerecycleerde GFVO) de andere (koolzaadolie, palmolie) vervangen. In een evoluerende markt, waarbij vooropgestelde doelstellingen worden nagestreefd, zal de nieuwe groene brandstof (dierlijk vet, gerecycleerde GFVO) fossiele producten vervangen. Naast dit effect speelt bij een beperkt aanbod aan dierlijk vet en gerecycleerde GFVO nog de concurrentie tussen de verschillende toepassingen: wanneer de regio beschikt over een uitgebreide productiecapaciteit zal een tekort

16

aan dierlijk vet en gerecycleerde GFVO op de markt door elk van de processen ingevuld worden door gebruik van plantaardige oliën.

17

Introduction For the use of rendered fat from category 3 materials (animal fat) and recycled used edible fats and oils (recycled UEFO), various options exist: biodiesel production, production of oleochemicals, use in compound feeds, production of electricity and/or heat, …

According the priority list for waste management methods (often referred to as Lansink’s ladder), waste incineration with (or without) energy recovery is to be avoided if reuse/recycling is possible. The Flemish Waste Authority uses the priority order as a strict guiding principle. As a consequence, the use of animal fat and recycled UEFO is restricted to the production of biodiesel, oleochemicals or compound feeds (animal fat only). Production of electricity or heat is not allowed. The new Waste Framework Directive allows to divert from the priority order if a life cycle analysis shows no additional environmental burden.

In this report, we compare the environmental impact of recycling options (biodiesel, oleochemicals, compound feed) and energy production options (electricity, heat) for animal fat and recycled UEFO using life cycle analysis (LCA). The main objective of this study is to analyse whether the environmental profiles of the different use options confirm the priority order of waste management options for category 3 animal fat and recycled UEFO.

Products and processes “Rendered fat from category 3 materials ” is produced from one specific animal source (pig, poultry, …) or from a mixture. The composition depends on the animal tissue treated. In general, rendered fats from category 3 materials contain few free fatty acids (FFA) and have a low ash content compared to rendered fats from category 1 materials. “Treated rendered fat from category 3 materials” (further on referred to as “animal fat ”) is one of the subjects of this study.

“Used edible fats and oils ” are waste materials resulting from the use of vegetable and animal fats and oils for food preparation. Oxidation, hydrolysis and polymerisation of fatty acids during the baking process result in impurities in the used fats and oils. Used edible fats and oils are produced by the food industry, the catering sector and households. In Belgium, the solid fraction are fats from animal origin, whereas the liquid fraction are vegetable oils. Recuperants of used edible fats and oils buy waste materials of varying qualities and produce products with standard qualities for specific end-uses. For this purpose, the used fats and oils are melted, filtered and/or blended. The resulting ‘recycled used edible fats and oils’, or “recycled UEFO ” are also subject of this study.

Animal fat and recycled UEFO can be used in several applications. In this study, five possible applications are selected for comparison using comparative life cycle analysis. These processes are:

- Production of electricity through mono-incinerati on in a diesel engine:

A specific pre-treatment is needed to remove the free fatty acids. Then, the animal fat or the recycled UEFO is incinerated in a diesel engine for the production of electricity and heat. The flue gases are treated and released into the atmosphere.

Summary

18

- Heat production in an industrial furnace

Animal fat or recycled UEFO is used directly in an industrial furnace for the production of process steam. The steam is used in a rendering process or by a recuperant of UEFO.

- Production and use of biodiesel:

A specific pre-treatment is needed to remove the free fatty acids. Then, biodiesel is produced from the animal fat or recycled UEFO through a conventional biodiesel production process. By transesterification of the fat/oil in the presence of methanol and a basic catalyst, a methyl ester (= biodiesel) is produced. Biodiesel from recycled UEFO needs to be purified by distillation in order to meet the European product standards. Standardised biodiesel is blended with petroleum diesel for use in all diesel-engine cars.

- Production of oleochemicals:

In general, the production of oleochemicals from fats and oils (animal and vegetable origin) either starts with hydrolysis or with transesterification. In this study, both variants are evaluated. The end-products of the hydrolysis and transesterification are processed into a wide range of oleochemical end-products through a number of typical oleochemical processes. These end-products are used as basic compounds for detergents, paints, plastics, etcetera.

- Use in the compound feed industry:

Animal fat is traditionally used as an additive for the production of compound feeds. The material can be used directly, without any pre-treatment.

Methodology The analysis uses the methodology of comparative life cycle analysis. This method allows to compare different processes with a similar raw material but a different end product. As such, the methodology differs from product-oriented LCA, which compares different production routes for a similar product. To allow comparison of the environmental performance of the selected options, the processes need to be extended into scenarios and the avoided processes have to be included. The avoided processes are those processes which are rep laced by the use of animal fat or recycled UEFO. A side-effect of the method is that the direct impacts of the processes are not always visible in the resulting impact. For this analysis, data from several information sources are used and a number of assumptions are made. The conclusions from this study are valid within the boundaries of these assumptions. A sensitivity analysis is performed to study the impact of the assumptions on the results.

The evaluated scenarios are: production of electricity, heat production, biodiesel production, transesterification and hydrolysis. The last two scenarios are variants of the production of oleochemicals. For animal fat, the production of compound feed is evaluated. For the production of biodiesel, two variants are developed: 1. biodiesel replaces biodiesel from rapeseed oil and 2. biodiesel replaces petroleum diesel.

Currently, the production of oleochemicals and compound feed, as well as biodiesel production, are recycling options for animal fat and/or recycled UEFO

19

within the framework of the Flemish waste policy. The production of electricity and heat are examples of incineration with energy recovery.

To calculate the environmental profile of the scenarios, we use the EcoIndicator 99 method. This method estimates the potential damage to the human health for different impact categories:

• Damage caused by emissions of carcinogens

• Respiratory effects caused by emissions of organic components

• Respiratory effects caused by emissions of inorganic components

• Damage caused by climate change

The EcoIndicator 99 method also estimates the potential damage to ecosystems for different impact categories:

• Damage caused by toxic stress

• Damage caused by eutrofication and acidification

• Damage caused by land use

Finally, the potential damage caused by the use of minerals and fossil fuels is estimated.

Analysis of the resulting environmental profiles Before we discuss the results of the comparative LCA in the context of the Flemish waste policy, we explain the calculated environmental profiles. Which processes (the use of the waste material or the avoided processes) influence or determine the environmental profile (the net environmental impact) of each scenario?

We do not make a distinction between animal fat and recycled UEFO in the following analysis. Whenever we mention “waste material”, it applies to animal fat and recycled UEFO. If necessary, we specify the waste material.

The resulting environmental profiles are presented in Figuur 18, page 123 for the use of animal fat and in Figuur 29, page 160 for the use of recycled UEFO.

Avoided use of vegetable oil

In four scenarios, the use of vegetable oils is avoided: compound feed 6, oleochemicals and biodiesel (rapeseed oil) . The environmental impact of the use of waste material is not included in the environmental profile. The use of either vegetable oils, animal fat or recycled UEFO results in the same environmental impact. Only the impact of transport and pre-treatment of the waste material is included in the profile. Both factors contribute little to the net impact of the scenarios. The avoided processes determine the net environment al impact 7.

6 Only evaluated for animal fat

7 In the compound feed scenario, (refined) palm and soy oil are avoided. In the biodiesel scenario (rapeseed), refined rapeseed oil is avoided. In the oleochemical scenarios, palm oil

20

These processes are: the agricultural stage of the energy crops, the production of crude vegetable oils, the refining stage and the transport of vegetable oils. In most cases, the net impact of the scenarios is determined by the environmental impact of the agricultural stage; in some cases, the production process of crude vegetable oil is of importance; sometimes, the avoided transport of vegetable oil has an important contribution to the net impact.

The agricultural stage of the energy crops (rapeseed, fresh fruit bunches (FFB), soybean) often causes an environmental impact of (determining) importance. The use of fertilisers (chemical, organic, …) results in nitrogen emissions to air and water and the input of metals to the soil. The use of agricultural land causes damage to ecosystems. The use of fertilisers, the drainage of peat soils and the cultivation of nitrogen-fixing crops (e.g. soy) result in non energy-related greenhouse gas emissions (N2O and CO2):

• The nitrogen emissions are translated into respiratory effects caused by inorganic components and damage to ecosystems caused by eutrofication and acidification.

• The metal emissions to the soil have an important impact on human health caused by emissions of carcinogens and on ecosystems caused by ecotoxic stress. The cultivation of rapeseed results in a net-uptake of cadmium from the soil. In case of oil palms and soy, the use of fertilisers results in a net-input of cadmium to the soil.

• The estimated impact on ecosystems from the use of agricultural land for the cultivation of energy crops is based on the occurrence of plant species in Western Europe. Specific data for Malaysia (oil palm) and Brazil (soybean) are not available. Using Western European data may result in an underestimation of the impact caused by land use because of the cultivation of either oil palms or soy. If so, the net environmental credit of the oleochemical scenarios and the compound feed scenario increases.

• The cultivation of oil palms on peat soil asks for drainage of these soils, which causes non energy-related N2O- and CO2-emissions. These greenhouse gas emissions result in an impact on human health caused by climate change. This avoided impact may be underestimated, since we assume a limited use of peat soils (4% of the total area) for oil palm cultivation. The use of peat soils is expected to increase in the near future.

The production and transport of chemical fertilisers and the use of agricultural machinery can also have a (more or less) important contribution to the net environmental credit of the scenarios.

The production of crude vegetable oil from the energy crops sometimes causes an important environmental impact (translated into an environmental credit for the scenarios). The impact depends on the production process and on the transport of the harvested raw material (rapeseed and soybeans) to the oil mill.

Rapeseed and soy oil is (partly) extracted using hexane. This causes hexane emissions, which have an important contribution to the respiratory effects caused

stearin is avoided when animal fat is used. Refined palm and rapeseed oil are avoided when recycled UEFO is used.

21

by organic compounds. Biomass from the processed FFB (palm oil) is used for energy production. As a consequence, the input of fossil fuels for the production of palm oil is limited. Volatile organic compounds (VOC), emitted during the incineration of biomass, have an important contribution to the respiratory effects caused by organic compounds. Inorganic emissions from the combustion process have a large contribution to respiratory effects caused by inorganic compounds (NOx, SO2 and particulate matter) and to a lesser degree on damage to ecosystems caused by eutrofication and acidification (NOx, SO2).

For soy oil, transport of soy beans to the oil mill has a relatively large impact on the respiratory system caused by inorganic compounds.

The avoided transport of palm or soy oil sometimes results in an important environmental credit.

For palm and soy oil, road transport is needed in the land of production (Malaysia and Brazil). The vegetable oils are transported over relatively long distances. Next, they are shipped to Western Europe. For some of the impact categories, the avoided environmental impact of the transport steps contribute to the net environmental credit of the scenarios. Road transport causes a higher environmental impact per tonnekilometer8 than transport by ship. Although the largest distance is done by ship, this transport step never really influences the net environmental impact of the scenarios.

Transport does not have an important impact in the scenarios where rapeseed oil is replaced. The LCA starts from the assumption that the rapeseed oil as well as the waste material are produced in Flanders.

Avoided use of fossil fuels and other “conventional ” sources of energy

In three scenarios, the use of fossil fuels and other “conventional” sources of energy are avoided: production of electricity, steam production and bio diesel (fossil) . For these scenarios, the avoided environmental impact is often of (determining) importance. The avoided processes are the production of process steam with natural gas, the production of “conventional” electricity or the production and use of petroleum diesel.

For these scenarios, we did calculate the environmental impact of the use of the waste material: the use of the waste material in a diesel engine, in an industrial furnace or a car and the production of biodiesel from the waste material. In most cases, the calculated impact is small as compared to the avoided environmental impact. For some of the impact categories, the specific en vironmental impact of the use of the waste material does have an impor tant contribution to the net impact of the scenario. Transport and pre-treatment of the waste material never causes a significant impact.

The scenario heat production results in a net environmental impact (= not an environmental benefit) for respiratory effects caused by inorganic substances and damage to ecosystems caused by acidification/eutrofication, because of the emission of NOx during the use of the waste material. The incineration of waste

8 One tonne of product is transported over a distance of 1 kilometer

22

material results in higher NOx emissions than the incineration of an equivalent9 amount of natural gas. For the scenario electricity production, these NOx emissions are also important, but the production of “conventional” electricity causes a higher impact10 for these categories. This explains why the net impact for both impact categories is an environmental benefit.

For the biodiesel scenario (fossil) the environmental impact of the biodiesel production process influences the score for some of the impact categories:

• Because of emissions of methanol during biodiesel production, the scenario results in a net environmental impact (= not an environmental benefit) for the category respiratory effects caused by organic substances;

• The use of energy for the biodiesel production process and for the production of methanol and sodium hydroxide limits the net environmental impact obtained for damage to human health caused by climate change and for depletion of fossil fuels.

The results for the use of animal fat and recycled UEFO are similar; the conclusions formulated in the next paragraphs therefore apply to both waste materials.

Sensitivity analysis Because the results for animal fat and recycled UEFO are similar, we only performed a sensitivity analysis for the use of animal fat. The most important conclusions are:

- the transport distance between the animal fat producer and the installation where it is used does not have a significant influence on the environmental profile: doubling the distance from 150 to 300 km only results in a slight improvement of the scenario heat production compared with the other scenarios

- if we start from the replacement of electricity produced from fossil fuels (according to the Belgian fossil mix), instead of the average Belgian mix (including nuclear production), the score for the scenario electricity production is better for several impact categories. Nuclear electricity production has a low impact for most impact categories according to the used EcoIndicator 99 method.

- Electricity production from palm oil stearin (mono-incineration) is considered as a relevant option in the context of green electricity production in Flanders. If electricity, produced from animal fat, replaces electricity produced from palm oil stearin, there is no difference between the environmental profile of the scenario electricity production and any of the oleochemical scenarios.

- Because of the large impact of the avoided process on the environmental profile of the scenarios, the choice of the avoided fossil fuels or other “conventional” energy sources largely determines the resulting net environmental impact. Natural gas and oil are relatively scarce and using them results in a large impact for the category depletion of fossil fuels. Avoiding them results in a large

9 An amount of natural gas that produces the same amount of steam. 10 NOx and SOx, but also particulate matter (for respiratory affects caused by inorganic compounds)

23

environmental benefit. Coal is less scarce and has a relatively good score for this impact category. The use of natural gas results in relatively low emissions during incineration (including fossil CO2 emissions). The use of oil and coal results in bad scores related to emissions from incineration (including fossil CO2 emissions).

Conclusion The environmental profile of the production and use of biodiesel depends to a large extent on the assumptions concerning the avoided products: biodiesel from rapeseed oil or petroleum diesel. Depending on the starting point, the biodiesel scenario has either more common points with other recycling scenarios or with the energy valorisation scenarios. The biodiesel scenario cannot be regarded as recycling or as energy recovery. Using the waste material for the production of biodiesel should not be preferred above energy recovery. This conclusion holds for both variants. In both cases, there are impact categories for which the energy recovery scenarios have a significantly better score than the biodiesel scenario.

None of the evaluated scenarios is globally better than the other scenarios from an environmental point of view. Even if we exclude the biodiesel scenario, the recycling scenarios still do not have a better environmental profile than the scenarios on energy recovery. The LCA does not indicate a “best scenario”, but shows a shift of impacts when switching from recycling to energy recovery. Energy recovery has a better score for damage caused by climate change and depletion of fossil fuels. Recycling (in compound feed or oleochemicals) has a better score for damage related to acidification (NOx, NH3, SOx, …) and respiratory effects caused by inorganic compounds (NOx, SOx, particulate matter, NH3, …). These conclusions are related to the assumptions that we started from. In case of the energy recovery scenarios, the production of energy from fossil fuels (and other “conventional” energy sources) is avoided. In case of recycling, the use of vegetable oils (rapeseed, soy and palm oil) is avoided.

The net environmental impact of the use of animal fat and recycled UEFO largely depends on the primary resources that are replaced by the waste material. An important question is whether the production of electricity, heat or biodiesel either replaces the use of fossil fuels or the use of vegetable oils. In practice, this depends on existing policies concerning renewable energy and the local market.

If policy objectives for renewable electricity and biofuels have been reached, than one renewable fuel (animal fat or recycled UEFO) can replace another (rapeseed oil, palm oil, …). In a situation where the policy objectives are not yet reached and the market is evolving towards an increasing use of renewable fuels, the new renewable fuel (animal fat or recycled UEFO) replaces fossil fuels.

Apart from this policy effect, a limited supply of waste materials on the local market may also play a role. Different applications may have to compete with one another. If the region disposes of an important processing capacity for animal fat and/or recycled UEFO, than a shortage in the supply of these waste materials may be compensated with the use of vegetable oils for each of the applications.

24

Dierlijk vet categorie 3 (dierlijk vet cat. 3) en gerecycleerde GFVO (gebruikte frituurvetten en -oliën) kunnen in verschillende toepassingen gebruikt worden: de productie en gebruik van biodiesel, gebruik in de oleochemie, gebruik in mengvoeders, elektriciteitsproductie, stoomproductie, …

De ladder van Lansink met betrekking tot de afvalverwerkingshiërarchie stelt dat recyclage van afvalstoffen de voorkeur krijgt op verbranding met energierecuperatie. Concreet zou dit voor dierlijk vet cat. 3 en gerecycleerde GFVO betekenen dat oleochemie, biodieselproductie en gebruik in mengvoeders (voor dierlijk vet cat. 3) steeds voorrang moeten krijgen op verbranding met energierecuperatie.

In het voorliggende rapport wordt voor de vermelde opties nagegaan met welke milieu-impact het gebruik van dierlijk vet cat. 3 en gerecycleerde GFVO gepaard gaat, met als bedoeling om na te gaan of voor het gebruik van dierlijk vet cat. 3 en gerecycleerde GFVO de ladder van Lansink strikt gevolgd moet worden (of m.a.w. dat voor deze afvalstromen het verbranden met energierecuperatie op gelijke hoogte kan staan als materiaalrecyclage).

De bestudeerde afvalstoffen zijn specifieke producten uit een bredere familie. Voor dierlijk vet wordt in de studie enkel de toepassing van categorie 3 dierlijk vet bestudeerd, d.i. dierlijk vet afkomstig van de verwerking van slachtafval van gezonde dieren (categorie 3-materiaal). Voor GFVO wordt uitgegaan van gerecycleerde GFVO. Dit zijn oliën en vetten die na inzameling door recuperanten zijn opgemengd en/of gezuiverd om aan specifieke samenstellingseisen te voldoen.

In Hoofdstuk 2 wordt de gebruikte methodologie en de aanpak van de studie toegelicht. Hoofdstuk 3 geeft een overzicht van de oorsprong en de eigenschappen van verschillende plantaardige oliën en van de bestudeerde afvalstoffen. Ook wordt de nood aan raffinage van deze verschillende producten besproken in functie van de toepassing ervan.

In Hoofdstuk 4 worden de verschillende toepassingsmogelijkheden voor dierlijk vet cat. 3 en gerecycleerde GFVO toegelicht en besproken. De kritische parameters voor de LCA-analyse worden per toepassing belicht. Hoofdstuk 5 bespreekt de scenario’s voor de LCA-analyse met aandacht voor de aannames die gemaakt werden. In Hoofdstuk 6 worden de resultaten van de LCA-basisanalyse besproken. De gevoeligheidsanalyses volgen in Hoofdstuk 7. In Hoofdstuk 8 wordt tenslotte het algemene besluit van de studie geformuleerd.

1 Inleiding

25

2.1 Doelstelling en afbakening studie De inhoudelijke aanpak van deze opdracht wordt opgesplitst in 5 stappen:

1. beschrijving van de samenstelling van dierlijk vet en gerecycleerde GFVO

2. beschrijving van relevante gebruiksopties voor dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO

3. afbakening van scenario’s voor LCA analyse

4. inventarisatie gegevens + bepaling milieu-impact

5. bespreking van de resultaten

2.1.1 Stap 1: beschrijving van de samenstelling van dierlijk vet en gerecycleerde 11 GFVO

Alle beschikbare informatie over de samenstelling van dierlijk vet en gerecycleerd GFVO werd geïnventariseerd in de eerste stap. Hierin werd informatie uit de literatuur, van contactpersonen bij relevante firma’s, engineering bureaus, federaties en de OVAM en van de UG verwerkt. Hierbij wordt ook gekeken naar dierlijk vet categorie 1, aangezien deze informatie relevant is voor het bepalen van de kritische parameters bij de verbranding van dierlijk vet (bijkomende vraag van de OVAM).

2.1.2 Stap 2: beschrijving relevante toepassingen

In een tweede stap werden alle relevante gebruiksopties beschreven, enerzijds voor dierlijk vet cat.3, anderzijds voor gerecycleerde GFVO. De scenario’s worden louter kwalitatief beschreven.

De invulling van deze stap gebeurde op basis van dezelfde informatiebronnen.

2.1.3 Stap 3: aflijnen van gebruiksscenario’s voor LCA

In deze fase werden de scenario’s afgelijnd die via een LCA-studie vergeleken zullen worden. De bedoeling is om enerzijds scenario’s uit te werken die betrekking hebben tot energetische valorisatie en anderzijds tot recyclage. Ook hier werd een onderscheid gemaakt tussen enerzijds dierlijk vet cat.3 en anderzijds gerecycleerde GFVO. De aannames die een concrete vergelijkende LCA berekening mogelijk zullen maken, worden vastgelegd.

Stap 4: inzamelen van kwantitatieve gegevens voor geselecteerde scenario’s en berekening van milieuprofielen via toepassing LCA-methodiek

Na het aflijnen van de scenario’s werden de nodige kwantitatieve gegevens verzameld omtrent de input en output van de relevante processen in deze gebruiksscenario’s. Hierbij wordt in de mate van het mogelijke beroep gedaan op de expertise van engineering bureaus, de concrete praktijkervaring van full scale installaties en de wetenschappelijke inzichten vanuit de UG.

11 Gerecycleerde GFVO: gebruikte frituurvetten en –olie na inzameling en standaard smelten en filteren of andere wijze van reinigen

2 Methodologie

26

De kwantitatieve gegevens werden verwerkt in de SIMAPRO-software, waarin ook de berekeningen gebeuren van de milieuprofielen volgens de gekozen LCA-methode. De Eco-Indicator 99 methode [Goedkoop et. al], die algemeen de meest gewaardeerde berekeningsmethode is in LCA-middens, werd hiervoor gebruikt. Hierbij wordt gebruik gemaakt van materialen en energie en emissies naar water en lucht, evenals de verwijdering van afvalstoffen omgerekend naar een potentiële impact op menselijke gezondheid (door 1. kankerverwekkende stoffen, 2. schade aan de luchtwegen door organische stoffen, 3. schade aan de luchtwegen door anorganische stoffen, 4. broeikasgasemissies), een potentiële impact op ecosystemen (door 1. emissies van ecotoxische stoffen, 2. door vermesting/verzuring, 3. landgebruik) en een potentiële impact op uitputting van enerzijds mineralen en anderzijds fossiele brandstoffen. Het resultaat is een milieuprofiel voor elk van de afgelijnde scenario’s.

De SIMAPRO-software omvat ook een Life Cycle Inventory (LCI) databank, waaruit data kunnen geselecteerd worden over productieprocessen en dergelijke waarover in het verleden reeds een LCI-studie werd uitgevoerd. Voorbeelden zijn de productie van elektriciteit, van stoomproductie via een industriële stoomketel, … In deze vergelijkende LCA-studie wordt hiervan uiteraard gebruik gemaakt. We hebben gebruik gemaakt van data uit de Ecoinvent database [Ecoinvent]. Het gaat om de Ecoinvent database versie 1. Recentelijk (november 2007) is er een geactualiseerde versie beschikbaar. Het zijn voornamelijk de specifieke processen zelf (zoals de elektriciteitscentrale (Electrawinds) en de stoomketel (Rendac en Smilde (NL)) waarvoor specifieke procesgegevens geïnventariseerd worden. Voor de productie van plantaardige oliën is dan weer uitgegaan van recente LCI-gegevens die niet opgenomen zijn in de LCI-databank.

2.1.4 Stap 5: interpretatie en bespreking van de re sultaten van de vergelijkende LCA-studie

Na het berekenen van de milieuprofielen van de verschillende gebruiksscenario’s werden de resultaten geanalyseerd, geïnterpreteerd en tenslotte besproken in het rapport van deze studie. De resultaten kunnen door de OVAM gebruikt worden als basis voor de verdere ontwikkeling van hun beleid ten aanzien van het gebruik van dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO.

2.2 LCA-methodologie Een aangewezen methode voor het in kaart brengen van de milieueffecten van een product of proces is de levenscyclusanalyse (LCA). Een LCA brengt de milieu-impact in kaart over de volledige levenscyclus van een product of proces (van wieg-tot-graf), m.a.w. vanaf de ontginning van materialen, de productie, het gebruik tot en met het gebruik aan het einde van de levensduur (incl. transportstappen). In het kader van deze studie worden verschillende toepassingsmogelijkheden voor enerzijds dierlijk vet categorie 3 (dierlijk vet cat.3) en anderzijds gerecycleerde GFVO met elkaar vergeleken. Omwille van het vergelijkende karakter van deze studie, starten we de levenscyclus bij het gebruik van respectievelijk het dierlijk vet cat.3 en de gerecycleerde GFVO. Levenscycli die identiek zijn binnen de verschillende scenario’s moeten niet in rekening gebracht worden.

Meer beschrijvende informatie i.v.m. de LCA-methodiek is terug te vinden in Bijlage 1.

27

Belangrijk

In de voorliggende studie wordt frequent gebruik gemaakt van de LCA-term ‘systeemuitbreiding’. Hierover is informatie terug te vinden in Bijlage 1, maar de toepassing van systeemuitbreiding binnen deze studie wordt in onderstaande paragrafen uitvoeriger toegelicht.

Deze studie vergelijkt verschillende mogelijke gebruiksopties voor dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO. Deze gebruiksopties resulteren in de productie van uiteenlopende producten: mengvoeder (in geval van dierlijk vet cat.3), oleochemische eindproducten, biodiesel, elektriciteit en stoom (zie ook Figuur 1). Om de verschillende opties met elkaar te kunnen vergelijken, moet elk systeem echter dezelfde functie volbrengen. Elk van deze systemen heeft als functie “het gebruik van dierlijk vet cat.3 of gerecycleerde GFVO”. Elk van deze systemen heeft echter nog een bijkomende functie, zoals de productie van biodiesel. Deze bijkomende functie verschilt voor elk van de gebruiksopties. Via systeemuitbreiding kunnen we ervoor zorgen dat elk van de gebruiksscenario’s dezelfde functie heeft en dus vergelijkbaar zijn met elkaar (zie ook Bijlage 1).

PROCES A1 ton VET/OLIE PRODUCT P1

PROCES B1 ton VET/OLIE PRODUCT P2

Figuur 1: Schematische voorstelling gebruiksopties dierlijk vet/gerecycleerde GFVO

Kijken we bijvoorbeeld naar het scenario rond de productie van mengvoeder. Dit is een mogelijke toepassing voor dierlijk vet cat.3 en tegelijk wordt een hoeveelheid mengvoeder geproduceerd waar dierlijk vet cat.3 onder gemengd is. Om vergelijkbaar te maken met de andere scenario's moet het systeem uitgebreid worden zodat:

• evenveel gelijkwaardige eindproducten geproduceerd worden als bij gebruik van dierlijk vet cat.3 in de oleochemie, waarbij de eindproducten dezelfde toepassingen hebben,

• een hoeveelheid brandstof geproduceerd en gebruikt wordt in een voertuig, waarbij evenveel kilometers afgelegd worden als in het biodieselscenario,

• evenveel elektriciteit geproduceerd wordt als bij gebruik van het dierlijk vet cat.3 voor elektriciteitsproductie,

• evenveel stoom geproduceerd wordt met dezelfde eigenschappen als de stoom geproduceerd uitgaande van dierlijk vet cat.3.

Voor de toegevoegde processen worden altijd conventionele processen en grondstoffen (die geen dierlijk vet cat.3 of gerecycleerde GFVO gebruiken) in rekening gebracht:

P1 + P2conv + P3conv + … ↔ P2 + P1conv +P3conv + ….

28

Indien elk van de opties op dezelfde manier wordt uitgebreid, heeft elk van de scenario's dezelfde functie en kunnen ze met elkaar vergeleken worden.

Op deze manier verkrijgen we echter zeer complexe systemen. Indien we voor elk van de gebruiksopties de overeenkomstige "conventionele" processen in mindering brengen, komt dit neer op hetzelfde. De resulterende scenario's zijn veel eenvoudiger en ook duidelijker:

P1 – P1conv ↔ P2 - P2conv ↔ P3 – P3conv ↔ …

Deze methode wordt vaak toegepast bij vergelijkende LCA-studies. De milieu-impact van de "conventionele" processen wordt vermeden of uitgespaarde milieu-impact genoemd. De resulterende milieu-impact per scenario is dan de netto milieu-impact: de milieu-impact van de toepassing zelf, rekening houdend met de milieu-impact van de "conventionele" productieprocessen die niet meer nodig zijn om dezelfde eindproducten te maken.

Het eindresultaat van deze studie is dan ook een vergelijking van het verschil in milieu-impact van de verschillende gebruiksopties indien zij dierlijk vet cat.3 of gerecycleerde GFVO zouden inzetten ten opzichte van de conventionele processen voor productie van gelijkwaardige eindproducten, namelijk stoom, elektriciteit, mengvoeder, (bio-)diesel of oleochemische producten.

Er wordt dus geen vergelijking gemaakt van de absolute milieu-impact van de gebruiksopties op zich.

29

Dit hoofdstuk beschrijft de samenstelling en de eigenschappen van dierlijke vetten, gerecycleerde GFVO en plantaardige oliën en vetten.

Frituurvetten en –olie zijn samengesteld op basis van plantaardige oliën en vetten en dierlijk vet.

3.1 Algemeen Vetten bestaan grotendeels uit esters die gevormd zijn uit glycerol (het éénvoudigste drievoudige alcohol) en drie vetzuren, zie Figuur 2.

Figuur 2: Algemene chemische structuur voor vetzuur , glycerol en vet

Vetzuren zijn organische carbonzuren met een keten van tenminste twee koolstofatomen en een carboxylgroep. Het kleinste vetzuur is derhalve propionzuur. Enkele bekende vetzuren zijn palmitinezuur, stearinezuur, oliezuur, linolzuur en arachidonzuur. Vetzuren kunnen verder onderverdeeld worden in verzadigde (geen dubbele bindingen aanwezig) en onverzadigde vetzuren (1 of meerdere dubbele bindingen aanwezig).

Het type vet wordt bepaald door de aanwezige vetzuren en andere al dan niet verzeepbare bestanddelen. Vetten die bij kamertemperatuur vloeibaar zijn worden doorgaans ook oliën genoemd. Er kan onderscheid gemaakt worden tussen dierlijke en plantaardige vetten. Plantaardige vetten bevatten doorgaans meer onverzadigde vetzuren en hebben daardoor doorgaans een lager smeltpunt dan dierlijke vetten. Palmolie en kokosnootolie zijn voorbeelden van plantaardige oliën die wel een hoger gehalte aan verzadigde vetzuren bevatten.[Wikipedia]

Bij vetsplitsing worden de drie vetzuren afgescheiden van het glycerol molecule. Deze vetzuren worden dan vrije vetzuren genoemd. Vetsplitsing kan onder natuurlijke omstandigheden gebeuren. Daardoor bevatten ruwe plantaardige oliën en dierlijke vetten steeds vrije vetzuren. [R. Verhé]

3.2 Dierlijk vetten

3.2.1 Algemeen

Dierlijke vetten zijn afkomstig van dierlijke bijproducten. Volgens Verordening (EG) Nr. 1774/2002 van het Europees Parlement en de Raad van 3 oktober 2002 tot vaststelling van gezondheidsvoorschriften inzake niet voor menselijke consumptie

3 Samenstelling van vetten en oliën van dierlijke en plantaardige oorsprong

30

bestemde dierlijke bijproducten worden dierlijke bijproducten ingedeeld in 3 categorieën die gebaseerd zijn op het risico voor de verspreiding van overdraagbare ziekten op mens of dier, waarbij ook een onmiddellijke link met mogelijke toepassingen gelegd wordt:

- Categorie 1 materiaal: dit is de hoogste risicocategorie.

- Categorie 2 materiaal: deze producten vormen een risico omwille van ziekten of de aanwezigheid van residuen van geneesmiddelen.

- Categorie 3 materiaal: deze categorie omvat dierlijke producten afkomstig van voor menselijke consumptie goedgekeurde dieren.

Voor dierlijke vetten wordt dezelfde indeling in 3 categorieën gehanteerd als de dierlijke bijproducten waaruit deze worden aangemaakt, namelijk dierlijk vet categorie 1, dierlijk vet categorie 2 en dierlijk vet categorie 3

In Vlaanderen wordt momenteel geen dierlijk vet geproduceerd uitgaande van uitsluitend categorie 2-materiaal. Categorie 2-materiaal wordt samen met categorie 1-materiaal verwerkt. Het resulterende dierlijk vet komt hierdoor in categorie 1 terecht. [OVAM] [Rendac]

De UG heeft in 2005 een rapport afgewerkt in opdracht van de OVAM waarin het gebruik van dierlijk afval onder de loep genomen is. Op basis van de hoeveelheden grondstoffen en afval en gemiddelde rendementen komt de UG voor 2003 op 66 000 ton dierlijk vet. Op basis van meldingen van bedrijven komt de OVAM voor dat jaar op 105 000 ton dierlijk vet uit. [UG]

Algemene samenstelling

De samenstelling van het dierlijk vet zoals het gehalte vrije vetzuren, het gehalte onoplosbare onzuiverheden en het asgehalte zijn afhankelijk van de versheid van het uitgangsmateriaal. Sommige van deze parameters kunnen kritisch zijn voor de gebruiksmogelijkheden. Bederf van de dierlijke bijproducten resulteert in een hoger asgehalte en ook een hoger gehalte vrije vetzuren [Rendac] [Electrawinds].

Het asgehalte . Het asgehalte van dierlijk vet is afhankelijk van de ouderdom van het uitgangsmateriaal en de herkomst. Het asgehalte wordt ondermeer bepaald door de graad van denatureren van proteïnes en ook de aanwezigheid van resten van beenderen, huid en haar van de dieren en externe verontreinigingen [Rendac] [Verhé R.]. Vooraleer het dierlijk vet gezuiverd wordt in de loop van het verwerkingsproces, kan het resten van dierlijke bijproducten bevatten, zoals beenderen, huid en haar. Verwerkt dierlijk vet, waarvan uitgegaan wordt in deze studie, bevat deze resten normaal gezien niet meer [Desmet-Ballestra]. (zie ook verder Tabel 2)

Het gehalte vrije vetzuren . Dierlijk vet bevat een uiteenlopend gehalte aan vrije vetzuren. (zie ook verder Tabel 2). Het gehalte hangt af van de omstandigheden: temperatuur, tijd en vochtgehalte.[R. Verhé]

Contaminaties . De mengvoedersector ging in 2003 van start met een sectoraal bemonsteringsplan om de voederveiligheid nog scherper onder controle te brengen. Via een door Bemefa uitgevoerde gevarenanalyse worden alle mogelijke gevaren bij het gebruik van grondstoffen voor het mengvoederproces in kaart gebracht.

31

Er worden monsters genomen op 3 niveaus: bij de grondstoffenleveranciers, bij de inname van grondstoffen bij de mengvoederfabrikant (vóór het mengproces) en bij de afgewerkte mengvoederproducten (na het mengproces). Hierbij wordt de aanwezigheid van mogelijke contaminaties opgevolgd. Relevante contaminaties voor dierlijke vetten zijn ondermeer onoplosbare onzuiverheden, PCB's, dioxines. Deze contaminaties zijn over het algemeen niet aanwezig in de dierlijke vetten, maar er bestaan risico's dat ze aanwezig kunnen zijn. Uit de testresultaten van het bemonsteringsplan blijkt dat er weinig overschrijdingen worden vastgesteld voor dierlijke vetten.[Bemefa1]

In dierlijk vet worden in het algemeen zeer lage concentraties aan chloor, zwavel en zware metalen aangetroffen [Erbrink]. In deze studie wordt geen onderscheid gemaakt tussen verschillende kwaliteiten dierlijk vet. Gegevens over het zwavelgehalte zijn terug te vinden in Tabel 2.

pH. Dierlijk vet heeft een lage pH of hoge zuurtegraad. Hierdoor werkt het corrosief bij contact met metalen. De aanwezigheid van vrije vetzuren zorgt ervoor dat het dierlijk vet een corrosieve werking heeft. [Rendac] [R. Verhé] [Desmet-Ballestra] [Electrawinds]

Vetzuursamenstelling en graad van verzadiging . Dierlijk vet wordt tenslotte gekenmerkt door een vetzuursamenstelling en graad van verzadiging. Tabel 1 geeft informatie over deze eigenschappen voor dierlijk rundveevet uit Ierland [Mittelbach]. Dit staal heeft een hoog gehalte aan verzadigde vetzuren. Dit is typerend voor dierlijk vet; enerzijds kan dit tot problemen leiden door een te hoge stoltemperatuur, anderzijds geeft dit voordelen ten gevolge van een gunstig cetaangehalte bij toepassing als biodiesel.[R. Verhé]

Tabel 1: Samenstelling dierlijk vet rundvee van Ier s staal

Aantal koolstofatomen per vetzuurketen en verzadigingsniveau*

Gewichtspercentage

C-14(0) 2,77

C-16(0) 23,58

C-16(1) 2,43

C-18(0) 19,47

C-18(1) 39,82

C-18(2) 4,52

C-18(3) 0,69

Niet bepaalde 5

* Het cijfer tussen haakjes geeft het aantal onverzadigde verbindingen aan van de verschillende vetzuren.

Dierlijke vetten hebben een typische vetzuursamenstelling. Zo heeft dierlijk vet een hoog gehalte aan C16 en C18 vetzuren (het getal na de C duidt telkens op het aantal koolstofatomen per vetzuurketen).

Stikstof en fosfor . Stikstof komt van proteïnen; fosfor komt van fosfolipiden; beide stoffen zijn afkomstig van dierlijke bijproducten (zie ook Tabel 2). [Rendac] [R. Verhé]

32

3.2.2 Dierlijk vet categorie 1

Dierlijk vet categorie 1 wordt in Vlaanderen niet enkel geproduceerd uitgaande van categorie 1 materiaal (bijvoorbeeld in het kader van BSE).[OVAM] [Rendac]

Dierlijk vet categorie 1 kan zeer hoge gehaltes aan vrije vetzuren bevatten (8-10% in de winter, maar tot 49% in de zomer), maar ook water en sedimenten [Electrawinds].

Het asgehalte en het gehalte vrije vetzuren van dierlijk vet categorie 1 kan een stuk hoger liggen dan dat van categorie 3. In geval van dierlijk vet categorie 1 kan een hoger asgehalte het gevolg zijn van een verregaand denatureren van proteïnes in het dierlijk afval. In geval van dierlijk vet cat.3 is dit niet het geval, aangezien het dierlijk afval in de praktijk maximaal 24 uur oud is [Rendac]. Er bestaat geen wetgeving die voorschrijft dat het dierlijk afval maximaal 24 uur oud mag zijn. Het dierlijk afval kan wel afgekeurd worden als categorie 3-materiaal. In dat geval wordt het beschouwd als categorie 2-materiaal. In Vlaanderen wordt momenteel geen dierlijk vet geproduceerd uitgaande van uitsluitend categorie 2-materiaal. Categorie 2-materiaal wordt samen met categorie 1-materiaal verwerkt. Het resulterende dierlijk vet komt hierdoor in categorie 1 terecht [OVAM].

Daarnaast kan ook plastic (polyethyleen) aanwezig zijn dat afkomstig is van verpakkingsmateriaal van de afvalstromen die verwerkt worden door vetsmelters of rendering bedrijven [Productschap Diervoeders] [Electrawinds].

Specifieke gegevens over de samenstelling van dierlijk vet categorie 1 zijn samengevat in Tabel 2.


Dierlijk vet cat.3 heeft een betere kwaliteit dan dierlijk vet categorie 1 omdat deze in belangrijke mate bepaald wordt door de versheid van het verwerkte materiaal. In geval van dierlijk vet cat.3 is het uitgangsmateriaal verser bij verwerking [Rendac].

Dierlijk vet cat.3 kan geproduceerd worden op basis van dierlijke bijproducten van één specifieke diersoort ofwel op basis van dierlijke bijproducten van verschillende diersoorten. Het bevat in het algemeen tussen 2 en 10 % vrije vetzuren [Oleon] en heeft doorgaans een lager asgehalte dan dierlijk vet categorie 1. Het dierlijk pluimveevet cat.3 bijvoorbeeld bevat gemiddeld 0,01 % - 0,1 % asgehalte [Rendac].

Pluimveevet en gemengd vet (rundvee) zijn zeer zuiver. Ze hebben nauwelijks een asgehalte. Varkensvet bevat relatief veel gruis en andere onzuiverheden [Rendac]. Vooraleer het dierlijk vet gezuiverd is in de loop van het verwerkingsproces, kan de samenstelling ervan verschillen naargelang de herkomst van het uitgangsmateriaal. In deze studie gaan we uit van verwerkt dierlijk vet. De samenstelling van het verwerkte dierlijk vet zal nagenoeg hetzelfde zijn, aangezien de onzuiverheden reeds verwijderd zijn door de zuivering [Desmet-Ballestra].

De samenstelling van het dierlijk vet verschilt in functie van de diersoort waarvan het afkomstig is. Dierlijk vet van varkens heeft gemiddeld een lager gehalte aan vrije vetzuren in vergelijking met dierlijk vet van verschillende diersoorten. Dierlijk vet van varkens is minder verzadigd dan dierlijk vet van rundvee. Daardoor heeft het een hoger Joodgetal en is het meer vloeibaar. Dierlijk vet van rundvee is harder.[Oleon]

33

Dierlijk vet cat.3 kan onderscheiden worden in food grade en lower grade.

- Food grade dierlijk vet is uitwendig dierlijk vet, dat bijvoorbeeld aanwezig is rond de organen van de dieren en dat gesmolten wordt, ook van de beenderen. Hiervoor bestaan verschillende productieprocessen, nat en droog. Deze producten zijn in principe bedoeld voor de voedingsindustrie. Eerst ondergaan de dierlijke vetten dan een raffinage, waarbij ondermeer de vrije vetzuren verwijderd worden. Omwille van de huidige HCCP-wetgeving (Hazard Analysis Critical Control Points), die strenge eisen stelt aan de productie-installaties, gaat een belangrijk deel van het food grade dierlijk vet naar andere toepassingen dan voor menselijke consumptie.[Rendac] [Oleon] [Electrawinds]

- Lower grade dierlijk vet cat.3 wordt indirect geproduceerd uit slachtafval van dieren die geschikt zijn voor menselijke consumptie. De naam slaat niet op de samenstelling van het dierlijk vet als dusdanig. Het vet wordt geproduceerd via een meer gesofisticeerd proces en zal daardoor –zonder bijkomende raffinage- minder onzuiverheden, zoals fosforverbindingen, bevatten dan het niet geraffineerde food grade dierlijk vet. Anderzijds wordt food grade dierlijk vet steeds geraffineerd vooraleer het toegepast wordt in voedingsproducten.[Desmet-Ballestra]

Een deel van de onderzochte toepassingen voor dierlijk vet cat.3 zijn mogelijk op voorwaarde dat vooraf bijkomende raffinagestappen12 uitgevoerd worden. Zo kan het bijvoorbeeld nodig zijn om de vrije vetzuren of de fosforverbindingen te verwijderen,.

Dierlijk vet cat.3 dat beschikbaar is op de markt is een relatief zuivere grondstof (of brandstof), omdat het over verwerkt vet gaat en dus gezuiverd is. De aanwezigheid van contaminaties is enkel relevant voor niet gezuiverd dierlijk vet. [Desmet-Ballestra]

Specifieke gegevens over de samenstelling van dierlijk vet cat.3 zijn samengevat in Tabel 2.

3.3 Gebruikte frituurvetten en -oliën (GFVO) Gebruikte frituurvetten en -oliën (GFVO) zijn in de eerste plaats afvalproducten die ontstaan na het gebruik van vetten en oliën voor de bereiding van voedsel. Het zijn oliën en vetten van plantaardige of dierlijke oorsprong. Het bakproces resulteert in oxidatie, hydrolyse en polymerisatie van de vetten. Hierdoor ontstaan andere producten in het frituurvet. Deze stoffen zorgen ervoor dat frituurvet of olie in kwaliteit achteruitgaat en het gehalte vrije vetzuren toeneemt. Frituurvet wordt best vervangen wanneer het gehalte aan vrije vetzuren hoger is dan 5%.[Erbrink]

Plantaardige oliën en vetten kunnen eveneens als afvalproducten vrijkomen vóór de gebruiksfase. Het gaat dan om producten die niet voldoen aan de specificaties voor gebruik in de menselijke voeding of de oleochemie. [R. Verhé] [Electrawinds]

12 Met raffinage bedoelen we wassen, bleken, ontslijmen, verwijderen van vrije vetzuren. De toegepaste processen zijn afhankelijk van het uitgangsmateriaal (ruwe plantaardige olie, dierlijk vet categorie 3, gerecycleerde GFVO, ...) en de beoogde toepassing van het geraffineerde materiaal.

34

GFVO komen vrij ter hoogte van de voedingsindustrie, de horeca en de huishoudens. We onderscheiden in Vlaanderen 3 categorieën GFVO, namelijk GFVO afkomstig van:

- Huishoudelijk/particulier gebruik (huishoudens): tot deze categorie behoren: GFVO afkomstig van huishoudens en die worden ingezameld via de KGA-inzameling op containerparken, huis aan huis of per wijk.

- Professioneel gebruik (horeca): tot deze categorie behoren: GFVO afkomstig van catering, grootkeukens, restaurants, frituren, hotels, snackbars, kantines, uitzendkoks, fastfood, …

- Voedingsmiddelenindustrie: GFVO afkomstig van de aardappelverwerkende industrie, … [OVAM 1]

GFVO bestaat meestal uit een mengsel van plantaardige oliën en dierlijke vetten. De eigenschappen van deze afvalstof hangen af van de plantaardige oliën en dierlijke vetten waaruit ze samengesteld is. Deze samenstelling van vetten en oliën in GFVO is echter niet steeds gekend en is variabel. Opmerking: via chemische behandeling (harding) kunnen (vloeibare) plantaardige oliën omgevormd worden tot vetten. Daarom is niet enkel de oorsprong van de GFVO van belang, maar ook het productieproces. In Nederland zouden geharde plantaardige vetten gebruikt worden als frituurvet.[Infomil]

In België kan aangenomen worden dat de frituurvetten (de harde fractie) van dierlijke oorsprong zijn en de vloeibare fractie van plantaardige oorsprong.[Valorfrit] Geharde plantaardige oliën worden gebruikt in de margarinebereiding, bakkerijvetten (en frituuroliën). Ze bevatten een relatief hoog gehalte aan transvetzuren die het smeltpunt doen verhogen.[R. Verhé]

In Belgische huishoudens werd in 2006 90 % plantaardige olie (vloeibaar) gebruikt om te frituren en 10 % dierlijk vet (vast). De afname door horeca bedraagt respectievelijk 48 % plantaardige olie en 52 % dierlijk vet.[OVAM]

Er kan aangenomen worden dat de plantaardige frituuroliën voornamelijk bestaan uit een mengsel van koolzaadolie, palmolie en high oleic13 zonnebloemolie.[R. Verhé]

Na gebruik worden deze vetten en oliën samen ingezameld, alvorens ze af te voeren voor zuivering en verder gebruik [Valorfrit]. Deze inzameling wordt opgevolgd door Valorfrit.

De GFVO van de voedingsindustrie (bv. Procter&Gamble, Mora, FarmFrites,…) gaan naar dezelfde toepassingen als GFVO van huishoudens en horeca, maar de inzameling verloopt niet via Valorfrit [Valorfrit].

De recuperanten van GFVO kopen typisch batchen van verschillende kwaliteiten op, en werken deze op (of mengen ze) in functie van de specifieke, vereiste kwaliteit voor de eindtoepassing. [Valorfrit] [Vierhouten Vet] Het eindproduct van de recuperanten zijn gerecycleerde GFVO, het uitgangspunt voor de verschillende verwerkingsscenario’s.

13 Met een hoog gehalte aan oliezuur (70-80%)

35

Geraffineerde plantaardige olie bevat doorgaans minder dan 1,5% vrije vetzuren. GFVO zal gemiddeld gezien een hoger gehalte vrije vetzuren hebben na inzameling. Het gebruik van frituurvetten en -oliën resulteert immers in een toename van het gehalte aan vrije vetzuren. Het gehalte vrije vetzuren in GFVO kan in extremis oplopen tot 10% [Verhé R.]. In deze studie gaan we uit van gerecycleerde GFVO. Het filteren en scheiden van de GFVO zal echter niet resulteren in een significante afname van de vrije vetzuren.

Voor gerecycleerde GFVO hangt het asgehalte af van de kwaliteit van het uitgangsmateriaal en van de graad van zuivering tijdens de voorbehandeling. Tabel 2 geeft een overzicht van de beschikbare gegevens over GFVO en gerecycleerde GFVO.

Zoals voor dierlijk vet, geldt voor gezuiverd, gefilterd GFVO eveneens dat het een relatief zuivere grondstof of brandstof is. Gemiddeld gezien is het vrij vetzuurgehalte hoger dan bij dierlijk vet cat.3. Een tweede verschil is de aanwezigheid van polymere verbindingen ten gevolge van het frituren. [Desmet-Ballestra] [R. Verhé]

Een deel van de onderzochte toepassingen voor gerecycleerde GFVO zijn mogelijk op voorwaarde dat vooraf bijkomende raffinagestappen14 uitgevoerd worden. Zo kan het bijvoorbeeld nodig zijn om de vrije vetzuren te verwijderen. Een extra nabehandeling kan ook nodig zijn, bijvoorbeeld voor de productie van biodiesel is distillatie nodig omwille van de aanwezigheid van polymere verbindingen.

3.4 Plantaardige oliën

3.4.1 Productie, eigenschappen en toepassingen van plantaardige oliën

Plantaardige oliën en vetten worden gebruikt als frituurvet [Fediol] [R. Verhé]. Anderzijds zijn het alternatieven voor het gebruik van dierlijk vet cat.3 of gerecycleerde GFVO, bijvoorbeeld in de mengvoederindustrie, de oleochemie of de biodieselproductie [Bemefa] [Oleon] [Desmet-Ballestra] [R. Verhé]. Plantaardige oliën worden eveneens gebruikt voor de productie van groene energie [VREG] [Biox] [de Standaard] [Essent] [USDA] [Wärtsilä].

Plantaardige olie wordt geproduceerd uit verschillende gewassen. In Figuur 3 wordt een overzicht gegeven van de meest voorkomende soorten plantaardige oliën. [Fediol]

14 Met raffinage bedoelen we wassen, bleken, ontslijmen, verwijderen van vrije vetzuren. De toegepaste processen zijn afhankelijk van het uitgangsmateriaal (ruwe plantaardige olie, dierlijk vet categorie 3, gerecycleerde GFVO, ...) en de beoogde toepassing van het geraffineerde materiaal

36

Figuur 3: Productie van plantaardige oliën wereldwi jd (in kton))

Het gehalte aan vrije vetzuren varieert van soort tot soort. Ruwe koolzaadolie heeft gemiddeld gezien een laag vrij vetzuurgehalte (< 1%), terwijl ruwe palmolie door een hoger vrij vetzuurgehalte gekenmerkt wordt (3 à 5%). Daarnaast kan ruwe koolzaadolie relatief hoge fosforgehaltes bevatten (400-600 ppm), afhankelijk van de extractiemethode. Ruwe palmolie bevat minder fosfor (15-30 ppm). [Desmet-Ballestra] Specifieke gegevens over de samenstelling zijn terug te vinden in Tabel 2.

Voor de meeste toepassingen van plantaardige olie wordt de ruwe olie geraffineerd15. De ongewenste componenten worden verwijderd via fysische of chemische raffinageprocessen. Biodiesel wordt bijvoorbeeld doorgaans geproduceerd uitgaande van geraffineerde plantaardige olie. Dit geldt ook voor de oleochemie en mengvoederfabrikanten gebruiken ook voor een groot deel geraffineerde plantaardige olie. [Oleon] [Desmet-Ballestra] [R. Verhé]

Daarnaast hebben plantaardige oliën, net zoals dierlijk vet een typische vetzuursamenstelling. Palmolie heeft bijvoorbeeld een hoog gehalte aan C16 en C18 vetzuren, waarbij het gehalte C18 hoger is bij dierlijk vet. Koolzaadolie heeft eveneens een hoog gehalte aan C18, maar heeft een lagere graad van verzadiging. Kokosnootolie en palmpitolie hebben een andere vetzuurprofiel. Ze hebben een hoog gehalte aan C12 en C14 vetzuren. [Fediol] [R. Verhé] [Oleon]

Omwille van de karakteristieke eigenschappen van elk van deze plantaardige oliën (vetzuursamenstelling, aanwezigheid van toxische of andere stoffen, graad van verzadiging) hebben elk van deze oliesoorten een specifiek toepassingsgebied. Fediol geeft op zijn website informatie over het gebruik van de verschillende soorten plantaardige olie voor menselijke consumptie [Fediol]:

15 Met raffinage bedoelen we wassen, bleken, ontslijmen, verwijderen van vrije vetzuren. De toegepaste processen zijn afhankelijk van het uitgangsmateriaal (ruwe plantaardige olie, dierlijk vet categorie 3, gerecycleerde GFVO, ...) en de beoogde toepassing van het geraffineerde materiaal

37

- Arachideolie was vroeger een populaire frituurolie.

- Maïsolie wordt gebruikt als slaolie en bakolie.

- Palmolie wordt ook gebruikt als bak- en frituurolie.

- Koolzaadolie (met laag gehalte aan erucazuur) wordt gebruikt voor koude en warme toepassingen (slaolie, margarine en sausen), maar niet als bak- of frituurolie.

- Sesamolie wordt gebruikt in frituurolie, maar dan als additief.

- Sojaolie wordt zowel gebruikt voor koude als voor warme toepassingen (zoals bakolie en vetten en frituurolie).

- Zonnebloemolie wordt volgens Fediol bij voorkeur toegepast voor koude bereidingen, zoals slaolie, sausen, margarines en dergelijke. Het is ook geschikt voor warme bereidingen en als frituurolie.

Omwille van gezondheidsoverwegingen wordt het gebruik van onverzadigde frituurolie gestimuleerd. In dat opzicht wordt het gebruik van dierlijk frituurvet en ook plantaardige vetten ontraden. Dit verklaart de dalende trend van het gebruik van dierlijk frituurvet.

De meest gebruikte plantaardige oliën om te frituren zijn palmolie-oleïne, koolzaadolie (geraffineerd of licht gehydrogeneerd) en high oleic16 zonnebloemolie. [R. Verhé]

3.4.2 Productie van palmolie, sojaolie en koolzaado lie

In het kader van de vergelijkende LCA, gaan we er voor een deel van de onderzochte scenario's van uit dat de productie van plantaardige olie vermeden wordt. Meer informatie omtrent het principe van de vermeden milieu-impact is terug te vinden ter hoogte van §2.2 LCA-methodologie, pagina 26. Meer informatie over de aannames met betrekking tot de vermeden processen per scenario is terug te vinden ter hoogte van §5.2 Systeemafbakening per toepassingsmogelijkheid in het kader van de vergelijkende LCA-berekeningen, pagina 67.

Hier bespreken we kort de productieprocessen van palmolie, sojaolie en koolzaadolie, startende van de teelt van de gewassen. We bespreken hierbij de specifieke kenmerken die van belang zijn voor de milieu-impact van de productieketen.

3.4.2.1 Palmolie Verse palmvruchten worden geteeld ter hoogte van oliepalm plantages. De belangrijkste productielanden zijn Maleisië en Indonesië. In vergelijking met andere energieteelten, zoals sojabonen en koolzaad, is de opbrengst per hectare relatief hoog. Voor Maleisië en Indonesië wordt uitgegaan van een opbrengst van 18.87 ton verse palmvruchten per ha. In tegenstelling tot soja en koolzaad, zijn oliepalmen meerjarige gewassen. Gemiddeld gezien worden verse palmvruchten geoogst na twee jaar en dit gedurende 23 jaar. Uit de verse palmvruchten wordt enerzijds ruwe palmolie en anderzijds palmpitten geproduceerd. De door ons

16 Met een hoog gehalte aan oleïnezuur (70-80%)

38

gebruikte data gaan uit van bijna 200 kg ruwe palmolie per ton verse palmvruchten en 53 kg palmpitten. Dit komt neer op gemiddeld bijna 4000 kg palmolie per ha. Deze cijfers houden rekening met verschillende groeistadia van de oliepalmen. [Schmidt] Voor een mature plantage gelden gemiddelde opbrengsten van 4000-5000 kg palmolie per ha [R. Verhé] Uit de rest van de palmvruchten wordt enerzijds mulch en digestaat (uit de POME of Palm oil Mill Effluent) geproduceerd, dat wordt gevaloriseerd op de oliepalm plantages en anderzijds groene energie (stoom en elektriciteit), die wordt gevaloriseerd tijdens de verwerking van de verse palmvruchten tot palmolie en palmpitten. Fossiele brandstoffen zijn enkel nodig voor de opstartfase van het productieproces. In vergelijking met de productie van sojaolie en koolzaadolie is daarom relatief weinig conventionele energie nodig. Ook de input van kunstmeststoffen blijft relatief beperkt. Anderzijds kunnen relatief grote hoeveelheden broeikasgasemissies (CO2 en N2O) gevormd worden tijdens de teelt van de verse palmvruchten indien de plantages gesitueerd zijn op veengronden. De gebruikte data gaan ervan uit dat 4.1% van het areaal op veengronden gesitueerd is. Ook worden vragen gesteld omtrent het verdwijnen van de biodiversiteit doordat tropisch regenwoud plaats moet maken voor oliepalm plantages. Meer en meer aandacht dient daarom te gaan naar het verbeteren van de productiviteit van de oliepalmen, om de uitbreiding van het bestaande areaal te compenseren. De gebruikte data brengen ook het transport van de palmolie vanuit de productielanden naar Europa in rekening.[Schmidt]

3.4.2.2 Sojaolie Sojaplanten zijn leguminosen of vlinderbloemigen. Het zijn planten die stikstof uit de lucht (N2) fixeren via stikstoffixerende micro-organismen. Ze worden geteeld als een eenjarig gewas. De gebruikte data gaan uit van 3 350 kg sojabonen per ha per jaar. De sojabonen bevatten gemiddeld 35% proteïnen (eiwitten) en 18% olie. In vergelijking met koolzaad is het oliegehalte relatief laag en het eiwitgehalte relatief hoog. De teeltduur van soja is dan weer significant korter dan die van koolzaad. De gebruikte data gaan uit van de teelt van soja in Brazilië. Op een deel van het areaal (25% van het areaal) wordt twee maal per jaar soja geoogst (double cropping). De gemiddelde opbrengst per ha per jaar houdt hiermee rekening. Omwille van het feit dat soja een stikstoffixerend gewas is, heeft het relatief weinig stikstofbemesting nodig. De gebruikte gegevens gaan ervan uit dat meer stikstof wordt verwijderd via het gewas dan wordt aangebracht via meststoffen en andere bronnen. Een voordeel is dat de emissies van stikstof naar de lucht (NH3) en het water (NO3

-) niet voorkomen. Ook de emissies van N2O blijven beperkt in vergelijking met de teelt van verse palmvruchten en koolzaad. Sojaolie wordt geëxtraheerd door middel van hexaan. Voor het productieproces zijn conventionele elektriciteit en fossiele brandstoffen voor stoomproductie nodig. We gaan hiervoor uit van de gemiddelde mix van energiedragers voor Brazilië. Waterkracht is veruit de belangrijkste energiebron voor elektriciteitsproductie in Brazilië. In deze studie wordt uitgegaan van 83% waterkracht. Ook het transport van de sojaolie van Brazilië naar Europa wordt in rekening gebracht [Schmidt]

3.4.2.3 Koolzaadolie Koolzaad is een eenjarig gewas. De teeltduur is relatief lang in vergelijking met verse palmvruchten, maar ook in vergelijking met soja. De gebruikte data hebben betrekking op Denemarken en gaan uit van 3 240 kg per ha per jaar. In vergelijking met sojabonen bevat koolzaad relatief veel olie (44%) en relatief weinig eiwitten (23%). De teelt van koolzaad vraagt een relatief belangrijke input van stikstofmeststoffen in vergelijking met soja. Ze gaat ook gepaard met relatief belangrijke emissies van stikstofverbindingen naar de lucht (NH3 en N2O) en het water (NO3

-) in vergelijking met soja. De data waarop we ons baseren [Schmidt] gaan uit van 100% kunstmeststoffen. Dit is niet representatief voor Vlaanderen.

39

Daarom zijn deze data aangepast op basis van typisch Vlaamse gegevens met betrekking tot het gebruik van dierlijke mest en kunstmeststoffen (zie § 5.2.3 Productie biodiesel, pagina 73). Specifieke gegevens met betrekking tot de teelt van koolzaad waren niet beschikbaar. De productie van koolzaadolie gebeurt via persen, gevolgd door extractie met hexaan. Meer dan de helft van de olie wordt via extractie met hexaan bekomen. Voor het productieproces zijn conventionele elektriciteit en fossiele brandstoffen voor stoomproductie nodig. We gaan hiervoor uit van de gemiddelde mix van energiedragers en technieken voor België. De belangrijkste procesgegevens zijn overgenomen van [Schmidt] en voor zover mogelijk aangepast aan de lokale situatie.

3.5 Overzicht samenstelling vetten en oliën Tabel 2 geeft een overzicht van de samenstelling van dierlijk vet, plantaardige oliën en GFVO, evenals van hun afgeleide producten. Ter vergelijking wordt ook de samenstelling van fossiele brandstoffen gegeven. Er wordt ingezoomd op zwavel, fosfor, as, stikstof, FFA en water. De aanwezigheid van deze componenten kan belangrijk zijn in het kader van één of meerdere van de 5 toepassingen die in deze studie onderzocht worden.

40

Tabel 2: Samenstelling van dierlijke vetten, planta ardige oliën en afgeleide producten [Electrawinds] [OVAM 2] [Desmet-Ballestra][Infomil] [Erbrink] [BREF] [Rendac 1] [Sm ilde][Oleon][Mittelbach][Vierhouten Vet][Senternove m]

mg/kg Zwavel mg/kg fosfor Asgehalte % mg/kg stikstof vrij vetzuurgehalte % Water gehalte Normen limiet voor biodiesel 10 10 0.02% geen eis geen eis 0.05% kwaliteitseisen installatie Electrawinds voor verbranding

490 19 geen eis geen eis < 5% (bijmenging onder gezuiverd vet) < 3% (gezuiverd vet)

geen data

kwaliteitseisen Rousselot WKK installatie 500 geen eis 0.02% 1.300 geen eis geen eis Specificaties dierlijk vet voor gebruik in mengvoeder geen geen geen Geen < 5% geen data Specificaties gerecycleerde GFVO Vierhouten Vet < 5 < 5 < 0.01% < 0.03 < 2.5% (biodiesel)

< 5% (andere) geen data

Plantaardige olie stearine van palmolie 1.7 < 0.01% 0.14% geen data raapzaadolie (MVO) 100 15 0.4% 100 geen data ruwe raapzaadolie (Desmet-Ballestra) nt aanwezig 400-600 geen data geen data < 1% geen data ruwe palmolie (Desmet-Ballestra) nt aanwezig 15-30 geen data geen data 3-5% geen data Fossiele brandstoffen lichte olie 2000 geen data 0.01% 200 geen data geen data Aardgas geen data geen data geen data 30.000 geen data geen data Dierlijke vetten Geen info over herkomst Veresterd dierlijk vet 13 geen data < 0.01% geen data 0.11% 0.06% ontwaterd en gefilterd dierlijk vet 1.5 geen data < 0.01% geen data 0.57% 0.10% dierlijk vet (MVO) 200 120 geen data 500 geen data geen data dierlijk vet [Erbrink] < 1000

(detectielimiet) 2-5 < 0.01% geen data geen data geen data

dierlijk vet [BREF] 110 110 geen data 500 geen data geen data Categorie 1 dierlijk vet dierlijk vet cat.1 Rendac zonder wassing en filteren 105 geen data 0.1% 1.502 geen data geen data dierlijk vet cat.1 Rendac na wassing en filteren 72 geen data 0.06% 1.075 geen data geen data Dierlijk vet cat. 1 Electrawinds (winter) geen data geen data geen data geen data 8-10% (winter)

tot 49% (zomer) geen data

41

mg/kg Zwavel mg/kg fosfor asgehalte %

mg/kg stikstof vrij vetzuur-gehalte %

Water gehalte

Categorie 3 dierlijk vet gefilterd kippenvet 65 112 0.04% geen data geen data 0.3% Pluimveevet Rendac 20-73 < 500

(detectie-limiet) 0,001%-0,033%

< 500 (detectie-limiet)

geen data geen data

varkensvet (brandstof Smilde) geen data geen data 0.02% geen data 1.38% geen data dierlijk vet cat.3 (Desmet-Ballestra) < 10 < 10 geen data geen data < 1% geen data dierlijk vet cat.3 (grondstof Oleon) geen data geen data geen data geen data 2 à 10% geen data GFVO Al dan niet gerecycleerd GFVO (MVO) 100 geen data 0.66% 200 geen data geen data GFVO Oostenrijk geen data geen data geen data geen data 0.78-2.64% 0.25-2.25% GFVO Ierland geen data geen data geen data geen data 1,9-7,4% 1-5% GFVO Frankrijk geen data geen data geen data geen data < 4% < 1% GFVO UK geen data geen data geen data geen data 2,6-5,8% 0,3-1,8% Biodiesel Veresterd RVO17 2.8 geen data < 0.01% geen data 0.13% 0.15% Niet gerecycleerd GFVO Duitsland18 geen data geen data geen data geen data 3% 0.36%19 gerecycleerd gerecycleerd GFVO (Desmet-Ballestra) < 10 < 10 geen data geen data 1 - 5% geen data gerecycleerd GFVO (Altmarkische energiewerke) Geen data geen data geen data geen data geen data < 0.5% Dierlijk vet en GFVO Geraffineerde vetten en oliën installatie Electrawinds (na raffinage)

5.6-46 5-10 geen data geen data geen data geen data

17 Recycled Vegetable Oil 18 kennisgevingsdossiers transport afval 19 Inclusief vluchtige stoffen

42

3.6 Raffinage van vetten en oliën In vergelijking met geraffineerde oliën en vetten bevatten gebruikte oliën en vetten de volgende ongewenste bijproducten:

• water

• resten van eiwit en koolhydraten

• vrije vetzuren en glycerol

• oxidatieproducten

• apolaire en polaire dimeren en oligomeren

• vaste onzuiverheden.

Deze producten dienen bij voorkeur verwijderd te worden vóór het gebruik ervan als grondstof of brandstof. De graad van raffinage is ook afhankelijk van de toepassing.

Verwerkt dierlijk vet bevat eveneens potentieel ongewenste componenten. Het bevat echter geen polymere verbindingen, die wel terug te vinden zijn in gerecycleerde GFVO. Deze polymere verbindingen worden echter niet verwijderd tijdens de raffinage. Indien nodig, moeten deze achteraf verwijderd worden via een volledig destillatie van het product (zie de bespreking van biodieselproductie).

De raffinageprocessen voor dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO zijn gelijkaardig aan deze van ruwe plantaardige olie. Ook ruwe plantaardige olie moet een gepaste voorbehandeling of raffinage ondergaan, afhankelijk van de samenstelling en de toepassing ervan.

Volgende raffinageprocessen kunnen onderscheiden worden [R. Verhé] [Desmet-Ballestra]:

1. Verwarmen tot 60 °C en verwijderen van de vaste onzuiverhede n door filtratie.

2. Ontslijmen ( degumming ): verwijderen van resten eiwit, koolhydraten, en fosforhoudende verbindingen (o.a. fosfolipiden) en gommen; behandeling gedurende 30 min bij 60 °C met 0,3 – 0,5 % fosforzu ur- of citroenzuuroplossing, gevolgd door centrifugeren.

3. Neutraliseren : verwijderen van de vrije vetzuren door neutraliseren met een 10 % waterige NaOH oplossing (de hoeveelheid wordt berekend naargelang het vrije vetzuurgehalte, met een 10 % overmaat) bij 60 °C gedurende 20 min gevolgd door afscheiding van de waterige zeepoplossing (soapstock) door centrifugeren. Door aanzuren van de zepen kunnen vrije vetzuren afgescheiden worden.

Dit neutralisatieproces (chemische raffinage) wordt nog toegepast in de USA maar minder in Europa. In de EU wordt voornamelijk fysische raffinage toegepast waarbij de vetzuren verwijderd worden door strippen (zie deodoriseren).

4. Bleken: behandeling met een adsorptiemiddel (bleekaarde, silicaten) om pigmenten, gomresten, metalen (Fe, Cu), contaminaties (residu’s van organochloorpesticiden) en dien polymere verbindingen te verwijderen.

43

Proces:

• 0,5 – 1 % adsorptiemiddel

• temp: 80°C

• tijd: 30 min

• scheiden olie/adsorptiemiddel door filtratie

5. Deodoriseren (strippen): verwarmen tot 240 – 260 °C gedurende 30-40 minuten in vacuüm (1-3 mm Hg) in aanwezigheid van 1-3 % stoom.

Doel: verwijderen van vluchtige organische verbindingen, vrije vetzuren en organische contaminaties (o.a. PCB’s, dioxines, pesticiden ).[R. Verhé]

44

In dit hoofdstuk worden de 5 toepassingen besproken voor dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO die weerhouden werden in het kader van de vergelijkende LCA-studie. Twee van deze opties betreffen thermische valorisatie (door omzetting naar respectievelijk elektriciteit en stoom); de 3 andere opties vallen onder materiaalrecyclage: biodieselproductie, inzet in oleochemie en in de mengvoederindustrie.

4.1 Elektriciteitsproductie (monoverbranding)

4.1.1 Toepassingsgebied

4.1.1.1 Algemeen In Vlaanderen is het gebruik voor elektriciteitsproductie wettelijk enkel toegelaten voor dierlijk vet categorie 1. De verbranding van categorie 2 en 3 dierlijke vetten valt onder het verbrandingsverbod van VLAREA. De bevoegde Vlaamse minister kan eventuele afwijkingen op de verbodsbepaling toestaan [OVAM].

Dierlijk vet categorie 1, maar ook categorie 2 en 3, worden in andere EU-lidstaten verbrand in conventionele elektriciteitscentrales (coverbranding). Het gaat dan eerder om beperkte vervangingspercentages. Deze gebruiksoptie is niet opgenomen in de lijst van potentiële opties die in deze studie bestudeerd worden.[Ecolas]

Milieutechnisch gezien is elektriciteitsproductie (monoverbranding) een relevante gebruiksoptie voor dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO.

Electrawinds baat dergelijke centrales uit in Oostende en Moeskroen. Een nieuwe plant (op basis van plantaardige oliën) is gepland in Kortrijk.[Electrawinds 3]

Er zijn ook andere voorbeelden van elektriciteitsproductie via dieselmotoren, maar dan wel op basis van plantaardige olie (vb. in Italië) of biodiesel (USA). [Wärtsilä] De elektriciteitscentrales, gebouwd door Wärtsilä, hebben tot begin 2007 (artikel is verschenen in februari 2007) enkel gedraaid op palmolie. De inzet van andere plantaardige oliën wordt wel onderzocht. Koolzaad-, soja- en zonnebloemolie zijn alternatieve oliën. Ook de inzet van dierlijk vet (niet duidelijk welk type dierlijk vet) wordt onderzocht. Voorlopig wordt dierlijk vet nog niet gebruikt.

Palmoliestearine en palmpitolie worden vermeld als geschikte plantaardige oliën voor brandstof in stationaire installaties [Erbrink]. In Nederland en België werd in het verleden reeds palmolie gebruikt voor de productie van elektriciteit. Het gaat dan (in hoofdzaak) over meeverbranding in conventionele elektriciteitscentrales. Voorbeelden zijn Essent en SPE. Daarnaast heeft Biox NL plannen voor de bouw van verschillende installaties voor de productie van elektriciteit (monoverbranding) in Nederland en Vlaanderen (Antwerpse haven en Oostende). Meer informatie omtrent de relevantie van palmolie en derivaten in het kader van de productie van groene stroom is terug te vinden ter hoogte van § 6.3 Toepassing van gerecycleerde GFVO, pagina 127,.

4.1.1.2 Kritische parameters Vrije vetzuren zijn kritisch voor de verbranding in dieselmotoren en dienen via een voorbehandeling verwijderd te worden. De vetten en oliën moeten zeer zuiver zijn omdat alle aanwezige onzuiverheden (ook metalen en fosfor) zich kunnen afzetten. Voor dierlijk vet categorie 1 vraagt dit een zeer sterk doorgedreven zuivering. Voor

4 Toepassingsmogelijkheden voor dierlijk vet categorie 3 en gerecycleerde GFVO

45

energetische toepassingen is de vetzuursamenstelling en de graad van verzadiging niet van belang. [Electrawinds] [R. Verhé] [Desmet-Ballestra]

4.1.2 Voorbeeld: Electrawinds [Electrawinds] [M-Tec h]

De installatie van Electrawinds te Oostende is een Warmtekrachtkoppelingsinstallatie (WKK-installatie) waarbij gelijktijdig thermische en elektrische energie wordt geproduceerd op basis van biomassa en biomassa-afval. Het totale opgestelde elektrische vermogen van de installatie is 12,8 MW. Hiervoor worden dieselmotoren (scheepsmotoren) gebruikt die aangesloten zijn op een generator. Een deel van de restwarmte, die verloren gaat in het conventionele elektriciteitsproductieproces, wordt nuttig aangewend voor de voorbehandeling van het dierlijk vet categorie 1 en voor verwarming van de gebouwen. Hierdoor stijgt het rendement van de installatie.

De huidige installatie is zo gebouwd dat er een maximaal elektrisch rendement is. Het doel van deze installatie is immers productie van groene elektriciteit.

Technisch bestaan er ook middelen om meer thermisch rendement te halen in plaats van elektrisch rendement, maar dit gaat in tegen het doel van de installatie. Buiten het eigen verbruik van de warmte zijn er verder momenteel geen mogelijkheden tot extra valorisatie van de geproduceerde warmte.

4.1.2.1 Gebruikte vetten en olie De installatie van Electrawinds gebruikt dierlijk vet categorie 1. Omdat de voorbehandeling voor dierlijk vet categorie 1 nog niet optimaal werkt, is Electrawinds genoodzaakt om ook zuiverdere afvalstoffen bij te mengen. Momenteel is ongeveer 90 % van het gebruikt materiaal dierlijk vet categorie 1. De overige 10 % wordt aangevuld met zuiverdere afvalstoffen zoals dierlijk vet categorie 2 en 3, gerecycleerde GFVO en afgekeurde20 palmoliestearine. In principe worden nooit zuivere geraffineerde of ruwe plantaardige oliën of vetten aangekocht. De doelstelling is om op termijn de installatie op 100% dierlijk vet categorie 1 te laten draaien.

4.1.2.2 Procesbeschrijving In Figuur 4 wordt het processchema voor het gebruik van dierlijk vet categorie 1 in de installatie van Electrawinds weergegeven. We beperken ons tot dierlijk vet categorie 1, aangezien het niet duidelijk is in hoeverre de andere input materialen voorbehandeld worden.

20 Palmolie stearine die niet kan toegepast worden voor andere doeleinden zoals de oleochemie.

46

Dierlijk afval categorie 1

Tankpark : eerstezuivering door voorfilter

en tussenopslag

Gefilterd dierlijk vet

filtersludge Erkend verwerker

Olie-reinigingsunit :voorbehandeling van het

gefilterd dierlijk vetcategorie 1 (separatie,filtratie en afscheiding

vrije vetzuren)

Geraffineerd dierlijk vetcategorie 1

Afgescheiden vrijevetzuren

Overige onzuiverheden

Rendac

Erkend verwerker

Dagtank : Opslag vetmet vooropgesteldefuelspecificaties (via

weegdosering) +voorverwarming vooroptimale verbranding

Vet met juistefuelspecificaties en juiste

T en dus viscositeit

Dieselmotor

Mechanische energie uitverbranding vet

Afgassen van verbrandingvet: restwarmte

Generator

Elektriciteit

Openbaarelektriciteitsnet

Rookgasreiniging:stoffilter, oxicat reactor

en SCR denox.

Gezuiverde afgassen metrestwarmte

Stoomboiler enkoelwarmtedieselmotor

Stoom en andere vormwarmte Koelwarmte dieselmotor

Koelradiatoren

Warmteverliezen

Andere externenuttige toepassing

warmte?

Centrale verwarmingeigen kantoren /

bedrijfsgebouwen

Additieven(citroenzuur,

fosforzuur, ...)

Back-up stoomketel

Lichte olie

Stoom en warm water

Luchtemissiesafgassen

Luchtemissies lichteolie

Additieven: ureum,...

Restfractie luchtzuivering

Erkend verwerker

Figuur 4: Processchema van gebruik van dierlijk vet categorie 1 in de installatie van Electrawinds Oostende

47

Tankpark (voorfilter)

De vetten komen aan in tankwagens bij een temperatuur van 60 à 70°C. Vooraleer ze terechtkomen in één van de opslagtanks, worden ze over een zelfreinigende duplex voorfilter geleid. De voorfilter verwijdert de grootste partikels (> 500µg) uit het vet en de olie.

De afgescheiden filtersludge (= dikke slibfractie) wordt via een pompsysteem naar een speciale tank gepompt en wordt opgehaald door een erkend afvalverwerker.

Na deze voorreiniging moeten de vetten voldoen aan vooropgestelde specificaties. Na deze eerste voorbehandeling worden ze opgeslagen in tanks bij ongeveer 60°C, zodat ze vloeibaar blijven (het stolpunt is c a. 45°C). De verwarming van de leidingen en het tankpark gebeurt via restwarmte van het verbrandingsproces en via stoomtracing.

Voorbehandelingsinstallatie

De voorbehandelingsinstallatie bij Electrawinds werkt momenteel een jaar en moet nog verder geoptimaliseerd worden om op 100 % dierlijk vet categorie 1 te kunnen draaien. De voorbehandeling is aangepast om plastic te verwijderen uit de vetten (afkomstig van verpakkingsmateriaal van de afvalstromen die verwerkt worden door de vetsmelters). Een extra filterpers werd toegevoegd om nadien efficiënter gebruik te kunnen maken van de eigenlijke raffinagestappen.

Vanuit de ontvangsttanks worden de vetten verpompt naar de voorbehandelingsinstallatie waar de reiniging in 3 stappen gebeurt:

- Reiniging door middel van separatie: de vetten en worden gecentrifugeerd

- Reiniging door middel van een geschikt filtermedium: toevoeging van citroenzuur of fosforzuur, een menging met silicapoeder voor absorptie en toevoeging van filteraid voor betere afscheiding van de verontreinigende componenten. Daarna worden de vetten verder opgewarmd en gedroogd en wordt het vervuilde silicapoeder afgefilterd

- Afscheiding van de in de vetten aanwezige vrije vetzuren: dit gebeurt door strippen bij 240°C gedurende 30-40 minuten

Voor de opwarming en droging wordt de restwarmte van het verbrandingsproces gebruikt (warmterecuperatie). De afgescheiden vrije vetzuren worden verbrand in de stoomketels van Rendac (zie ook 4.2.2). De vervuilde silicafractie wordt geëxporteerd en wordt gecomposteerd.

Dagtank

De vetten en oliën worden via weegdosering naar een dagtank gebracht teneinde een ideale samenstelling te bekomen. Ze moeten voldoen aan vooropgestelde specificaties en een zo constant mogelijke verbrandingswaarde hebben.

Het mengsel wordt voorverwarmd om de juiste viscositeit te hebben voor verbranding in de dieselmotor. Hiervoor wordt opnieuw gebruik gemaakt van restwarmte van het verbrandingsproces, door middel van stoomboosters [M-Tech] [Electrawinds].

48

Dieselmotoren

De dieselmotoren drijven de generator aan. De koelwarmte, die voortkomt uit de koeling van de motoren, wordt nuttig aangewend. Er wordt slechts in beperkte mate gekoeld door middel van koelradiatoren.

Generator

De generator zet de mechanische beweging van de dieselmotoren om in elektriciteit. Dit gebeurt met een rendement van 37 à 42%, afhankelijk van de calorische waarde van het mengsel van vetten en olie. De elektriciteit wordt geleverd aan het elektriciteitsnet. Een beperkt deel van de geproduceerde elektriciteit wordt gebruikt voor de installaties, de productieruimtes en de kantoren.

Rookgasreiniging

De verbrandingsgassen van de dieselmotoren worden gezuiverd. De voornaamste onderdelen van de rookgasreiniging zijn:

- Stoffilter: er wordt gebruik gemaakt van een hug engineering soot filter, die ontworpen is om brandbare deeltjes te verwijderen uit uitlaatgassen. Het is een filter met een poreuze wand voorzien van een katalysator, waardoor het resterende koolstof verbrand wordt. Hierbij ontstaat as (inerte deeltjes) dat op regelmatige tijdstippen verwijderd moet worden. Dit gebeurt aan de hand van luchtstoten, waarbij het stof afgezogen kan worden langs openingen aan het einde van de filter

- Oxycat-reactor: VOS en CO in de uitlaatgassen worden katalytisch geoxideerd. De reactor bestaat uit keramische dragers beslagen met edele metalen. VOS en CO worden omgezet naar water en koolstofdioxide.

- Katalytische de-NOx installatie: eerst worden de uitlaatgassen gemengd met een 40 % ureumoplossing. De reactor bestaat uit keramische dragers beslagen met edele metalen. De NOx worden omgezet naar water en stikstofgas.

Warmterecuperatie

Warmte wordt gerecupereerd en nuttig toegepast. Momenteel is slechts op 2 van de 4 lijnen een stoomketel aangebracht voor warmterecuperatie. Daarnaast wordt warmte gerecupereerd van de motoren (koelwarmte). De vraag naar warmte in de omgeving is onvoldoende om stoom van de twee andere motoren ook te kunnen valoriseren (maar op deze lijnen kunnen ook stoomketels geïnstalleerd worden indien nodig/rendabel).

De gerecupereerde warmte wordt gebruikt voor de voorbehandeling van het dierlijk vet categorie 1 en voor gebouwenverwarming. Mogelijkheden voor extern warmtegebruik worden nog onderzocht. De bedoeling is uiteraard om maximaal gebruik te maken van de geproduceerde warmte.

Transport

Een deel van de vetten en olie wordt geïmporteerd uit Nederland via het Nederlandse bedrijf Biox [Bioenergytrade] [M-Tech]. Biox NL is een producent van en handelaar in samengestelde vetten voor techniek en energie. Deze producenten en handelaren blenden verschillende soorten dierlijke vetten, aangevuld met plantaardige oliën en fracties daarvan, tot samengestelde vetten voor de oleochemische industrie of de energiesector [informatiecampagne dierlijk vet]. Dit bedrijf is gesitueerd in Vlissingen (Nederland).

49

Rendac is een belangrijke leverancier voor dierlijk vet categorie 1 waardoor deze transportafstanden eerder beperkt zijn (Denderleeuw – Oostende).

De herkomst van de rest van de gebruikte vetten en oliën is niet gekend.

4.1.2.3 Kwaliteitseisen In de ontwerp-MER van Electrawinds worden kwaliteitseisen opgegeven waaraan het uiteindelijke mengsel van vetten en olie moet voldoen om verbrand te mogen worden in de dieselmotoren. Het gaat om eisen met betrekking tot zwavel, fluor en chloor, zie Tabel 3. In deze tabel zijn analyseresultaten van mengstalen van vetten en olie, na reiniging, weergegeven naast de kwaliteitseisen opgegeven door Electrawinds. De tabel bevat eveneens de productspecificaties die in Nederland ontwikkeld zijn voor het gebruik van gebruikte frituuroliën als brandstof. Deze specificaties zijn afgeleid voor kleinschalige installaties.

Tabel 3: Analyseresultaten en kwaliteitseisen voor verbranding van vetten en olie

Gehaltes in mg/kg S F Cl Pb Zn Hg Cd som zware metalen

Mengmaandstalen sept 05 - juni 06

5,6 -46 5 -10 5 -13 1- 2 1 - 1,4

0,1 1

Kwaliteitseis Electrawinds 490 19 190

Kwaliteitsspecificaties Nederland

750 15 150 7,5

Uit Tabel 3 blijkt dat de oliën en vetten ver onder de maximale waarden blijven voor de verschillende parameters.

Het maximaal toegelaten zwavelgehalte is hoog, zowel voor Electrawinds als volgens de Nederlandse productspecificaties. Uit de beschikbare gegevens omtrent de samenstelling van dierlijk vet (ongeacht de categorie) blijkt dat dierlijk vet gemiddeld veel minder zwavel bevat.

Verder moeten de mengsels van vetten en olie aan volgende specificaties voldoen [R. Verhé]:

• max. 2% FFA

• max. 1% water + onzuiverheden

• < 10 ppm fosfor

4.2 Stoomproductie


4.2.1.1 Algemeen De gebruik in stoomketels is in Vlaanderen wettelijk enkel toegelaten voor dierlijk vet categorie 1.

50

In Nederland mag wel dierlijk vet cat.3 gebruikt worden. Een voorbeeld is Smilde, het zusterbedrijf van Rendac in Nederland [Rendac]. In het Verenigd Koninkrijk passen verschillende vetsmelters dezelfde praktijk toe. Ook in Duitsland (bijvoorbeeld SARIA) wordt dierlijk vet gebruikt als brandstof in stoomketels.[Ecolas]

Er zijn geen praktijkvoorbeelden bekend van verbranding van gerecycleerde GFVO in een stoomketel of WKK-installatie. Vierhouten Vet in Kampen, Nederland, is een belangrijke recuperant van GFVO. Dit bedrijf zou een deel van het gerecycleerde GFVO verbranden in de eigen stoomketels. In de praktijk worden plantaardige vetzuren in de eigen stoomketels verbrand, maar geen gerecycleerde GFVO. Plantaardige vetzuren worden als bijproduct geproduceerd tijdens de raffinage van ruwe plantaardige olie. Verbranding van plantaardige vetzuren zou momenteel een gangbare praktijk zijn in Nederland en Duitsland. Gerecycleerd GFVO wordt bij voorkeur gebruikt in de biodieselproductie. [Vierhouten Vet]

4.2.1.2 Kritische parameters Het asgehalte van dierlijk vet is van belang bij gebruik ervan als brandstof in stoomketels. Wanneer dierlijk vet verbrand wordt, moeten de verbrandingsinstallaties immers voldoen aan de normen van Richtlijn 2000/76/EG betreffende de verbranding van afval. Voor dierlijk vet categorie 1 schrijft Verordening (EG) 1774/2002 voor dat het gehalte onzuiverheden minder dan 0,15 % bedraagt. Over het asgehalte zijn er geen voorschriften. Het asgehalte wordt niet alleen bepaald door de vermelde onzuiverheden (o.m. proteïnen in dierlijk vet resulteren ook in een verhoogd asgehalte). Een extra zuivering van het dierlijk vet categorie 1 is wel noodzakelijk. Het asgehalte van dierlijk vet cat.3 ligt een stuk lager. [Rendac]

Er zijn geen aanwijzingen dat er technische beperkingen zijn met betrekking tot het asgehalte van het dierlijk vet.

Voor verbranding in een stoomketel is het gehalte vrije vetzuren niet van belang, op voorwaarde dat de stoomketel gebouwd is uit geschikt materiaal (bestand tegen corrosie). In de praktijk blijkt dit zo te zijn aangezien de verbranding van plantaardige vetzuren een gangbare praktijk is in Nederland en Duitsland. [Vierhouten Vet]

Voor energetische toepassingen is de vetzuursamenstelling en de graad van verzadiging niet van belang.

4.2.2 Voorbeeld: stoomketels Rendac Denderleeuw en Smilde (Nl)

Rendac te Denderleeuw verwerkt voornamelijk dierlijk afval categorie 1 waaruit diermeel en dierlijk vet categorie 1 worden gemaakt. Het dierlijk vet wordt gedeeltelijk verbrand in de eigen stoomketels van Rendac Denderleeuw, door Rousselot Gent (WKK installatie) en ook in de Electrawinds centrales. De gegenereerde stoom wordt in geval van Rendac Denderleeuw gebruikt voor de verwerking van het dierlijk afval categorie 1. Het zusterbedrijf van Rendac, namelijk Smilde (Nederland), verbrandt dierlijk vet cat.3 in zijn stoomketels.[Rendac]

4.2.2.1 Gebruikte vetten Rendac verbrandt in zijn stoomketels dierlijk vet categorie 1 en vrije vetzuren.

Het dierlijk vet categorie 1 dat door Rendac wordt verbrand, is afkomstig van de eigen verwerking van dierlijk afval nadat het gecentrifugeerd, geklaard en

51

gewassen is. Na deze behandelingen heeft het een asgehalte van ongeveer 0,05 % en voldoet aan Verordening (EG) 1774/2002. Het zwavelgehalte en stikstofgehalte vormen geen probleem.[Rendac] [Rendac1]

De vrije vetzuren zijn ondermeer afkomstig van Electrawinds. Tijdens de voorbehandeling van het dierlijk vet categorie 1 worden de aanwezige vrije vetzuren verwijderd en afgescheiden. Afgekeurde partijen vrije vetzuren vanuit de oleochemie (Oleon) worden eveneens verbrand in deze stoomketels. Deze worden gebruikt als alternatieve brandstof.[Rendac] [Electrawinds]

Het Nederlandse Smilde van de Vion-groep (waartoe ook Rendac behoort) verbrandt in zijn stoomketels dierlijk vet cat.3.[Rendac]

4.2.2.2 Procesbeschrijving Figuur 5 geeft een overzicht van het verwerkingsproces voor dierlijk afval categorie 1.

Dierlijk afval categorie 1

Dierlijk vet categorie 1

verwerkingsproces

StoomketelsRENDAC

Stoom dierlijk vet

Eindverwerwijderingvia verbranding

(cementovens, ...)aardgas

Diermeel categorie 1

WKK-installatieROUSSELOT

Luchtemissies dierlijkvet

Luchtemissies afvalluchtverwerkingsproces dierlijk

afval + aardgas

Afvalluchtverwerkingsproces dierlijk

afval

BiomassacentraleELECTRAWINDS

Anderetoepassingen?

Stoom aardgas

Extra wassing enfiltrering

Figuur 5: Processchema van het verwerkingsproces va n dierlijk afval categorie 1 bij Rendac in Denderleeuw (de energetis che valorisatie van dierlijk vet categorie 1 wordt weergegeven in het b lauw)

52

Stoomketels

Het dierlijk vet categorie 1 en vrije vetzuren worden in 3 van de 4 stoomketels verbrand. De stoomketels hebben een gezamenlijk geïnstalleerd vermogen van ca. 44 MW. Het gaat om eenvoudige wandketels. De eerste stoomketel (22 MW) werkt 100 % op aardgas. De drie andere (totaal vermogen 22 MW) werken elk voor 25 % op aardgas en 75 % op dierlijk vet categorie 1 of vrije vetzuren (deze brandstof is niet expliciet opgenomen in Figuur 5). Het gaat om meeverbranding. Dierlijk vet en aardgas worden dus gelijktijdig ingezet in de stoomketels. Gemeten emissies zijn afkomstig van het mengsel van beide brandstoffen. Recentelijk worden de emissies ook beïnvloed door de verbranding van niet-condenseerbare afgassen van het verwerkingsproces van dierlijk afval (zie naverbrander). [Rendac]

Naverbrander

Rendac is uitgerust met 1 naverbrander. De naverbrander (2 MW) (die niet is opgenomen in Figuur 5) wordt voor 100 % op aardgas gestookt. De naverbrander wordt normaal gezien gebruikt voor de verbranding van de niet-condenseerbare afgassen van het verwerkingsproces van dierlijk afval. De afgassen worden tegenwoordig verdeeld over de vier stoomketels. Op die manier kan bespaard worden op fossiele brandstoffen. Deze praktijk heeft echter een invloed op de emissies van de stoomketels. Hierdoor zijn de gemeten emissies niet representatief voor de verbranding van dierlijk vet categorie 1 + aardgas, of van 100 % aardgas.[Rendac], [Rendac1], [Rendac2]

Opslag van dierlijk vet categorie 1

Er is energie nodig om het dierlijk vet categorie 1 in vloeibare vorm op te slaan. De toevoer van dierlijk vet categorie 1 gebeurt ook in vloeibare vorm. Metingen van Rousselot (in het kader van de toekenning van groene stroomcertificaten) tonen aan dat dit energieverbruik verwaarloosbaar is [Rousselot]. In het geval van Rousselot wordt hiervoor elektriciteit gebruikt, terwijl Rendac restwarmte van de stoomproductie gebruikt (revaporisatiestoom). Daarenboven produceert Rendac zelf het dierlijk vet categorie 1. Het geproduceerde dierlijk vet categorie 1 heeft een relatief hoge temperatuur, zodat nog minder energie nodig is voor opslag [Rendac].

4.3 Productie van biodiesel


4.3.1.1 Algemeen Productie van biodiesel is momenteel toegelaten in Vlaanderen voor dierlijk vet categorie 2 en cat.3 en gerecycleerde GFVO. Biodiesel wordt toegepast voor de productie van energie (voor transportdoeleinden). Toch wordt dit al recyclage beschouwd, omdat een product wordt gemaakt dat moet voldoen aan productnormen. Voor biodiesel bestaan productnormen.

Volgens een Nederlands rapport uit 2002 [Elbersen] kunnen alle vetstromen, zowel dierlijke als plantaardige, omgevormd worden tot methylesters voor de productie van biodiesel.

In Europa is de meest gebruikte grondstof voor biodiesel geraffineerde koolzaadolie. Zonnebloemolie kan ook ingezet worden. Koolzaadolie is de meest geschikte grondstof om de Europese standaarden voor biodiesel te kunnen halen. Palmolie en dierlijk vet zijn relatief minder geschikt omwille van het hogere

53

stollingspunt en de relatief koude klimaatomstandigheden. In Zuid-Oost Azië wordt palmolie hier wel voor gebruikt. In Europa kunnen ze wel gebruikt worden op voorwaarde dat de nodige voorzorgen genomen worden, zoals voorverwarming van de brandstof, toevoegen van additieven en/of menging in biodiesel uit andere oliën [R. Verhé]

In Europa wordt reeds biodiesel geproduceerd op basis van enerzijds dierlijk vet cat.3 en anderzijds gerecycleerde GFVO (zie voorbeelden verderop in het rapport).

Bestaande installaties, die biodiesel produceren op basis van zowel gerecycleerde GFVO als zuivere plantaardige olie, gebruiken ook geraffineerde koolzaadolie als zuivere plantaardige olie. In de praktijk worden verschillende grondstoffen steeds apart omgevormd tot biodiesel. Ze worden achteraf gemengd.[R. Verhé]

4.3.1.2 Kritische parameters Indien biodiesel geproduceerd wordt in overeenstemming met de Europese productnormen, zijn er tal van kritische parameters. Het is in de praktijk moeilijk om deze normen te halen, zeker uitgaande van producten zoals dierlijk vet of gerecycleerde GFVO.[R. Verhé] [Desmet-Ballestra]

Vrije vetzuren zijn kritisch voor de productie van biodiesel en dienen via een voorbehandeling verwijderd te worden. Voor de productie van biodiesel ligt het gehalte aan vrije vetzuren bij voorkeur onder 0,5 % [Pruszko]. Geraffineerde plantaardige olie bevat doorgaans minder dan 1,5 % vrije vetzuren, terwijl dit gehalte bij verwerkt dierlijk vet cat.3 veel hoger kan liggen. Ook gerecycleerde GFVO zullen gemiddeld gezien een hoger gehalte vrije vetzuren hebben. Vrije vetzuren kunnen tijdens het productieproces van biodiesel omgevormd worden tot zeep, hetgeen tot problemen kan leiden in volgende productiestappen. De afscheiding van de methylesters wordt daardoor bemoeilijkt: ofwel duurt deze stap langer, ofwel is afscheiding onmogelijk door vorming van een emulsie met de zeep.[R. Verhé]

Het watergehalte is een belangrijke parameter. De aanwezigheid van water zorgt voor een verlaging van de hoeveelheid olie/vet die wordt omgezet tot biodiesel. Het veroorzaakt ook hydrolyse. Daarom mogen de producten maximaal 0,5 % water bevatten. [R. Verhé]

Een te hoog fosforgehalte kan slechts verwijderd worden door ontslijmen (degumming). [R. Verhé]

Kleurstoffen dienen verwijderd te worden door adsorptie (bleken). [R. Verhé]

Zwavel (bv. in kippenvet) moet verwijderd worden door zuurbehandeling en adsorptie met Tonsil [R. Verhé]. Gemiddeld gezien bevat verwerkt dierlijk vet weinig zwavel (zie Tabel 2).

Dierlijk vet werkt corrosief bij contact met metalen door de lage pH of hoge zuurtegraad. Daarom wordt biodiesel geproduceerd: de methylesters zijn niet corrosief. Een alternatief voor de productie van biodiesel is het gebruik van materialen die tegen een hogere zuurtegraad bestand zijn. [R. Verhé] [Desmet-Ballestra]

Een hoge graad van verzadiging resulteert in een snelle stolling bij lagere temperaturen, hetgeen problemen oplevert bij toepassingen van dierlijk vet als biodiesel. Bij stationaire toepassingen wordt het dierlijk vet op de juiste temperatuur gehouden, zodat deze problemen vermeden worden. Ook voor GFVO

54

geldt dat een hoge graad van verzadiging resulteert in een snelle stolling bij lage temperaturen, hetgeen problemen oplevert bij toepassingen van GFVO als biodiesel. Recuperanten van GFVO produceren evenwel gerecycleerd GFVO met een voldoende lage graad van verzadiging voor de productie van biodiesel [Vierhouten Vet].

Een Oostenrijkse producent voor biodiesel geeft specificaties voor het gebruik van gerecycleerde GFVO: < 2 % vrije vetzuren, < 1 % water en < 1 % sedimenten [Mittelbach].

4.3.2 Procesbeschrijving

Biodiesel wordt volgens het "conventionele" proces geproduceerd uitgaande van geraffineerde plantaardige oliën. Het gaat om zeer zuivere grondstoffen waarmee een hoog rendement kan bekomen worden door toepassing van de gangbare processen voor biodieselproductie.[R. Verhé]

Dit is niet het geval voor dierlijk vet cat.3 of gerecycleerde GFVO. Om deze afvalstoffen te kunnen gebruiken voor de productie van biodiesel, zal een extra voorbehandeling (raffinage) nodig zijn. Deze zuiveringsprocessen zijn duur en worden zo veel mogelijk vermeden. In geval van gerecycleerde GFVO zijn dimeren en polymeren aanwezig. De enige manier om deze te verwijderen is via distillatie van de geproduceerde biodiesel. [Verhé] [Desmet-Ballestra]

Plantaardige en dierlijke oliën en vetten worden omgezet tot biodiesel, namelijk alkylesters, via volgende stappen:

- een voorbehandeling: o.a. verwijdering van de vrije vetzuren

- de eigenlijke omestering van het zuurvrije vet of de zuurvrije olie [R. Verhé] [Desmet-Ballestra]

4.3.2.1 Voorbehandeling Behalve een simpele stoomstripping en droging van de vetten of oliën, zijn extra voorbehandelingstappen in het algemeen niet nodig [Elbersen]. De vetten of oliën worden geraffineerd door verwijdering van gums (slijm) en verwijdering van de vrije vetzuren. Gerecycleerde GFVO en dierlijk vet cat.3 kunnen doorgaans gebruikt worden voor biodieselproductie na een wassing en een verwijdering van de vrije vetzuren [Desmet-Ballestra].

Indien het gehalte aan vrije vetzuren lager is dan 2 %, is dit algemene productieproces voor biodiesel voldoende. Wel moet gewerkt worden met een overmaat aan base in verhouding tot de aanwezige vrije vetzuren. Dit is het geval voor gerecycleerde GFVO die afkomstig zijn van frituurolie op basis van palmolie-oleïne. Een dermate laag gehalte aan vrije vetzuren gaat samen met een laag gehalte aan dimeren en polymeren. Ook het fosforgehalte is geen probleem, aangezien het gaat om geraffineerde oliën.[R. Verhé]

Gerecycleerde GFVO en dierlijke vetten kunnen echter een hoger gehalte aan vrije vetzuren hebben dan 2 %. Er zijn verschillende voorbehandelingen mogelijk om de aanwezige vrije vetzuren te verwijderen [R. Verhé]:

• glycerol extractie : glycerol wordt gebruikt om de vrije vetzuren in op te nemen in de vorm van zepen. De zepen kunnen nadien omgezet worden tot vrije vetzuren en gebruikt worden in de mengvoederindustrie (niet wanneer het gerecycleerde GFVO betreft), de oleochemie of als brandstof in stoomketels.

55

• Tweetraps zuur-base katalyse : er zijn twee opties waarbij telkens een zure verestering (om de vrije vetzuren om te zetten in esters) gecombineerd wordt met een basische omestering van de triglyceriden. Een eerste proces is geschikt voor vrije vetzuur gehaltes tot 10 % en wordt momenteel gebruikt voor de productie van biodiesel uit ruwe koolzaad en palmolie. Een tweede proces is geschikt voor vrij vetzuur gehaltes tussen 10 % en 20 %.

• Stoomstrippen (deodoriseren) : de vetzuren kunnen afgescheiden worden van de triglyceriden door strippen (deodoriseren). Het destillaat bestaat voor 85 %-90 % uit vrije vetzuren, aangevuld met mono- en diglyceriden. Ook een deel van andere mogelijke contaminaties, zoals sterolen, kleurstoffen, en oxidatieproducten komen in het destillaat terecht. Gerecycleerde GFVO bevatten dimere, trimere en polymere vetverbindingen. Mogelijk kunnen dimere verbindingen verwijderd worden, maar het staat vast dat trimere en polymere vetverbindingen niet verwijderd worden via strippen. Het destillaat residu kan gevaloriseerd worden in de mengvoederindustrie (niet wanneer het gerecycleerde GFVO betreft). De vetzuren kunnen veresterd worden. De sterolen kunnen afgescheiden worden en gebruikt in de farmaceutische industrie.

Indien het gehalte vrije vetzuren meer dan 20 % bedraagt, kan een meer complexe voorbehandeling nodig zijn. [Verhé] [Desmet-Ballestra] In deze studie gaan we echter niet uit van dergelijke afwijkende samenstelling van dierlijk vet cat.3 of gerecycleerde GFVO. Uitgaande van de gebruikte gemiddelde samenstelling, is het mogelijk om biodiesel te produceren uitgaande van het conventionele proces en na een conventionele raffinage van het verwerkte dierlijk vet of de gerecycleerde GFVO.

In het geval van gerecycleerde GFVO moet de geproduceerde biodiesel nog nabehandeld worden door middel van distillatie voor verwijdering van polymere verbindingen [Desmet-Ballestra].

4.3.2.2 Omestering In deze stap worden het zuurvrije vet of de zuurvrije olie via een omestering omgezet tot alkylesters, dit is de biodiesel. Deze omzetting zorgt voor een verlaging van de viscositeit. Een te hoge viscositeit van de onveresterde olie geeft immers een slechte verbranding in de verbrandingskamers en uiteindelijk operationele problemen in de dieselmotor in de vorm van afzettingen op verschillende plaatsen in de motor. Alternatieve methodes om de viscositeit te verlagen zijn: pyrolyse, verdunning met conventionele diesel en via micro-emulsificatie. Omestering is echter het enige proces dat tot de gekende biodiesel leidt [Blommaert].

Met behulp van methanol wordt de olie of het vet omgezet naar een methylester. In industriële omstandigheden wordt met een overmaat methanol gewerkt om het reactie-evenwicht zoveel mogelijk naar rechts te verschuiven. Na reactie wordt zoveel mogelijk methanol gerecupereerd. Als (basische) katalysator wordt natriummethylaat gebruikt.[R. Verhé] [Desmet-Ballestra]

Net zoals bij bepaalde oleochemische processen, wordt glycerol geproduceerd.

56

4.3.2.3 Kwaliteit eindproduct Biodiesel uit dierlijk vet cat.3 heeft een hoge graad van verzadiging zodat het Cloud Point (CP)21 en het Cold Filter Plug Point (CFPP)22 te hoog zijn in vergelijking met de Europese standaard voor biodiesel.

Het gevolg is dat biodiesel uit deze afvalstoffen slechts op de markt kan gebracht worden in mengsels met biodiesel geproduceerd op basis van bijvoorbeeld geraffineerde koolzaadolie. Daarentegen is het cetaangehalte van biodiesel op basis van dierlijk vet dan weer zeer gunstig. Het gebruik van mengsels van biodiesels kan daarom extra voordelen opleveren.[R. Verhé]

Binnen Europa zijn voorbeelden te vinden van bedrijven die biodiesel produceren uit dierlijk vet en deze als dusdanig gebruiken voor het eigen voertuigenpark, zoals SARIA (5000 vrachtwagens in Frankrijk) en Rendac (Nederland). Voor dergelijke toepassingen worden de vrachtwagens zelf aangepast (aanpassing zou grootteorde 3000 € kosten). De motor draait op normale diesel totdat deze opgewarmd is tot 60°C (duurtijd opwarming ongeveer 30 minuten) [Oleon] [Rendac].

BDI (BioDiesel International, Oostenrijk) produceert biodiesel op basis van zowel dierlijk vet, GFVO en plantaardige olie en mengt deze biodiesels zodat de Europese productnormen behaald kunnen worden.[BDI] [R. Verhé]

4.3.2.4 Toepassingsvoorbeelden in Vlaanderen en Eur opa

Biodieselproductie op basis van dierlijk vet cat.3 of gerecycleerde GFVO

Momenteel wordt in Vlaanderen geen biodiesel geproduceerd op basis van gerecycleerde GFVO of dierlijk vet cat.3. Daarom zijn we op zoek gegaan naar voorbeelden in de rest van Europa.

Hieronder volgen enkele voorbeelden met betrekking tot biodieselproductie uit gerecycleerde GFVO en dierlijk vet in Europa:

- BDI is een Oostenrijks producent van biodiesel op basis van dierlijk vet en gerecycleerde GFVO. Deze biodiesel voldoet aan de Europese productnormen. Het gaat in dat geval nooit om biodiesel die voor 100 % geproduceerd is op basis van dierlijk vet cat.3.[BDI] [R. Verhé]

- De Duitse firma Vital Fettrecycling, nabij Düsseldorf, is een producent van biodiesel. Gerecycleerde GFVO uit het Nederlandse Gelderland worden hier toegepast. De gebruikte frituurolie van McDonald's, afkomstig van Duitsland, België, Nederland en Frankrijk wordt eveneens omgevormd tot biodiesel door Vital Fettrecycling. Voor Frankrijk betreft dit jaarlijks 300 ton gerecycleerde GFVO. Deze afvalstoffen werden voordien geëxporteerd naar Zweden, waar ze gebruikt werden voor de productie van glycerol en stearine voor de productie van verf. Het bedrijf

21 Bij afkoeling van dieselolie vormen zich waskristallen (n-paraffinen) als gevolg van de verminderde oplosbaarheid van de vloeistof. De temperatuur waarop dit plaatsvindt is het Cloud Point, oftewel de temperatuur waarbij voor het eerst nevel wordt waargenomen.

22 Bij afkoeling van dieselolie vormen zich vaste kristallen die uiteindelijk zorgen voor een verstopping van de brandstoffilter. De temperatuur waarop dit plaatsvindt is het Cold Filter Plug Point.

57

produceert eveneens biodiesel uit geraffineerde koolzaadolie. [McDonald's France] [Senternovem]

- SARIA Bio-Industries, een bedrijf dat zijn oorsprong vindt in de verwerking van dierlijk afval, produceert biodiesel op basis van dierlijk vet in Duitsland. Deze fabriek is gelokaliseerd in de nabijheid van één van de verwerkingsinstallaties van SARIA. De vrachtwagens van het bedrijf gebruiken deze biodiesel als brandstof. Er is een bijkomende biodieselfabriek gepland in Frankrijk.[Oleon] [Rendac] [SARIA]

- Ook in Denemarken is de bouw van dergelijke biodieselfabriek gepland in de nabijheid van een verwerker van dierlijk afval (en dus een producent van dierlijk vet). Het gaat om DAKA. Ze werken hiervoor samen met ecoMotion, het dochterbedrijf van SARIA dat biodiesel produceert. De dierlijke vetten zijn ofwel categorie 1 ofwel categorie 2. Het bedrijf produceert zelf geen cat.3 dierlijk vet. [DAKA]

- Ook Smilde in Nederland produceert biodiesel uitgaande van dierlijk vet cat.3 voor de eigen vrachtwagenvloot. De gebruikte vrachtwagens zijn aangepast aan de biodiesel (cf. 4.3.2.3).[Rendac]

- Biodiesel Kampen (Nederland) is een dochteronderneming van Vierhouten Vet, een recuperant van GFVO. Een deel van de gerecycleerde GFVO worden door Biodiesel Kampen omgevormd tot biodiesel [Vierhouten Vet].

- In het Verenigd Koninkrijk zijn verschillende producenten van biodiesel actief die afvalproducten gebruiken. Een voorbeeld is Argent Energy in Schotland. Ebony Solutions UK is een ander voorbeeld, dat uitgaat van ofwel gerecycleerde GFVO ofwel geraffineerde plantaardige olie. [Argent Energy] [Ebony Solutions]

De verschillende grondstoffen (geraffineerde koolzaadolie, gerecycleerde GFVO, dierlijk vet) worden steeds afzonderlijk omgevormd tot biodiesel en daarna gemengd.[R. Verhé]

Indien de geproduceerde biodiesel op de markt verkocht wordt, moet het product voldoen aan de Europese productnormen. Het behalen van deze normen vraagt een verregaande optimalisering van het proces. Omwille van deze reden worden ook de verschillende grondstoffen afzonderlijk gehouden. Het optimaliseren van processen met een variabele input (variabele samenstelling van de vetten en oliën) om te voldoen aan de productnormen is economisch niet haalbaar. Bepaalde bedrijven mengen wel biodiesels op basis van verschillende grondstoffen. Het mengen gebeurt echter steeds na de productie van biodiesel, nooit ervoor [R. Verhé]. Voorbeelden zijn BDI (Oostenrijk) en Vital Fettrecycling (Duitsland).

In de huidige marktomstandigheden is er een toenemende interesse voor de inzet van goedkopere grondstoffen, zoals dierlijk vet en gerecycleerde GFVO. Geraffineerde koolzaadolie is zeer duur geworden als grondstof voor de productie van biodiesel. Gemiddeld gezien liggen de kosten voor de productie van biodiesel in de volgende grootteorde:

• 10-30 €/ton productiekosten

• 600-700 €/ton grondstoffen

Momenteel liggen de prijzen voor koolzaadolie tussen 600 à 800 €/ton. Kostprijzen voor dierlijk vet cat.3 liggen een stuk lager: 300 à 400 €/ton. Kostprijzen voor gerecycleerde GFVO liggen nog lager. Extra productiekosten wegen niet op tegen

58

de lagere grondstofprijzen.[Desmet-Ballestra]. Voor deze afvalstoffen geldt als vuistregel dat de kosten voor extra raffinage 10% bedragen van de kostprijs van de afvalstoffen [R.. Verhé].

Naar de toekomst toe worden deze afvalstoffen beschouwd als relatief belangrijke grondstoffen voor biodieselproductie [Desmet-Ballestra]. Gerecycleerde GFVO gaat nu reeds grotendeels naar de biodieselproductie [Vierhouten Vet] [Valorfrit].

Biodieselproductie op basis van geraffineerde plant aardige olie

Biodieselproductie op basis van geraffineerde plantaardige olie gebeurt reeds, maar de sector is nog in volle ontwikkeling in België. Voor Vlaanderen ziet de situatie er als volgt uit [ODE]:

• Oleon (Ertvelde) produceert biodiesel uit geraffineerde koolzaadolie. Er worden geen dierlijke vetten als grondstoffen gebruikt. De aanwezige vrije vetzuren worden via een voorbehandeling voor 100% verwijderd, waarbij een soapstock gevormd wordt [Oleon];

• BIORO (Gent) zal allicht starten met de productie in 2008;

• Proviron (Oostende) is eind 2007 opgestart, gebruik makend van geraffineerde koolzaadolie;

• Flanders Bio Fuel (Gistel) heeft technische problemen gehad, en zullen niet meer starten.

Twee bedrijven in België produceren reeds biodiesel. Naast Oleon (2.000 ton per week), ook Neochim (Seneffe), dat eenzelfde hoeveelheid produceert.

Er is momenteel slechts een beperkte markt voor/vraag naar biodiesel in België. Enkel Total en enkele kleinere spelers mengen al biodiesel onder hun fossiele diesel. Shell en Esso wachten nog af, omdat bijmenging niet verplicht is in ons land.

Er mag aangenomen worden dat doorgaans standaard productieprocessen toegepast worden voor de productie van biodiesel in België.[Pelkmans L.]

4.4 Toepassing in de oleochemie


4.4.1.1 Algemeen Toepassing in de oleochemie is niet toegelaten voor dierlijk vet categorie 1 maar wel voor dierlijk vet cat. 2 en cat.3 en gerecycleerde GFVO. In Vlaanderen wordt momenteel geen dierlijk vet geproduceerd uitgaande van uitsluitend categorie 2-materiaal.

De specifieke toepassingen zijn afhankelijk van de vetzuursamenstelling, de graad van verzadiging en de aanwezigheid van bepaalde chemische componenten. [Oleon] Een van de belangrijkste toepassingen van dierlijk vet en palmolie is de verwerking tot oppervlakteactieve stoffen en detergenten. Voor detergenten voor persoonlijk gebruik (o.a. shampoos) wordt gebruik gemaakt van palmpitolie of kokosolie omdat voor deze producten het aangewezen is om producten te vervaardigen met een vetzuursamenstelling voornamelijk bestaande uit laurinezuur

59

(C12) naast kleinere hoeveelheden van C10 en C14. Voor toepassingen waarbij het vetzuurketen dient gefunctionaliseerd te worden (o.a. epoxidevorming, hydroxylering) genieten plantaardige oliën de voorkeur wegens de hogere reactiviteit door de hogere graad van onverzadiging. In de VS wordt dan ook veel gebruik gemaakt van sojaolie voor de verwerking in oleochemicaliën. Hetzelfde doet zich voor in de Maleisië waar palmolie-oleïne (lager smeltpunt dan de niet-gefractioneerde palmolie) ook verwerkt wordt in de oleochemie.[R. Verhé]

Dierlijk vet is een belangrijke grondstof voor de Europese oleochemie. 60-70% van de grondstoffen voor de Europese oleochemie bestaat uit dierlijk vet.[Oleon][R. Verhé]

Gerecycleerde GFVO kunnen gebruikt worden in de oleochemie. In de praktijk gaan gerecycleerde GFVO echter vooral naar biodieselproductie of energetische valorisatie. In de oleochemie wordt bij voorkeur gewerkt met grondstoffen die een voorspelbare samenstelling hebben (bijvoorbeeld op gebied van vetzuursamenstelling). Dit is moeilijk voor gerecycleerde GFVO, aangezien deze een zeer variabele samenstelling kunnen hebben.

In Duitsland worden gerecycleerde GFVO ingezet in de oleochemie.[R. Verhé] [Valorfrit] [Oleon]

Inzet van gerecycleerde GFVO in de oleochemie is mogelijk op twee voorwaarden. Ofwel worden er geen hoge kwalitatieve eisen gesteld aan de producten (bijv. zepen uit mengsels van vetzuren). Ofwel worden welbepaalde fracties gebruikt van de gerecycleerde GFVO. Hierbij zijn chemische omzettingen nodig (hydrogeneren, omestering) en scheidingsprocessen zoals distillatie of fractioneren. Voor bepaalde chemische omzettingen is voorbehandeling nodig van de GFVO, in de eerste plaats om de vrije vetzuren te verwijderen. [R. Verhé] De productie in Vlaanderen is te kleinschalig voor dergelijke specialisatie. In Vlaanderen wordt de gerecycleerde GFVO niet gebruikt als grondstof in de oleochemie. [Oleon]

Plantaardige oliën worden in volgende toepassingen in de oleochemische industrie verwerkt [Fediol]:

- Kokosnootolie: productie van vetalcoholen en zeep

- Lijnzaadolie (vlas): inkten, coatings, ...

- Maïsolie: industriële toepassingen

- Palmoliestearine: breed toepassingsgebied

- Palmpitolie: zepen, cosmetica en additieven voor plastics

- Koolzaadolie (hoog gehalte erucazuur): smeermiddelen

- Sesamolie: fractie wordt gebruikt voor zeep, cosmetica en verzorgingsproducten

- Sojaolie: vernissen en lakken

- Zonnebloemolie: ...

Geraffineerde palmolie en vooral de harde stearine fractie is als grondstof vergelijkbaar met dierlijk vet. Palmoliestearine is een uitstekende grondstof voor de oleochemie, ze heeft gelijkaardige eigenschappen als dierlijk vet, maar een lager

60

C18-gehalte. Net zoals dierlijk vet cat.3 kan deze grondstof ingezet worden voor vetsplitsing of omestering en alle daarop volgende productiestappen. In Vlaanderen wordt palmoliestearine door Oleon gebruikt in de oleochemie. Palmoliestearine is met andere woorden het belangrijkste alternatief voor dierlijk vet voor toepassing in de oleochemie. [Oleon]

Aangezien de vetzuursamenstelling van palmoliestearine niet volledig overeenkomt met die van dierlijk vet, is de functionaliteit niet helemaal hetzelfde. In het kader van deze LCA gaan we ervan uit dat beide materialen wel dezelfde functionaliteit hebben voor gebruik in de oleochemie.

4.4.1.2 Kritische parameters

Vrije vetzuren

Het gehalte aan vrije vetzuren in de grondstoffen is een kritische parameter voor omestering, niet voor de productie van vetzuren (vetsplitsing).

Naast vetzuurproductie via vetsplitsing, kunnen ook vetzuuresters geproduceerd worden via omestering. Deze zijn een tussenproduct voor de productie van uiteenlopende oleochemische eindproducten, net als vetzuren. Het gaat om hetzelfde proces als bij de productie van biodiesel en dus is het gehalte vrije vetzuren hier wel belangrijk. Dierlijk vet wordt in Vlaanderen enkel ingezet voor de productie van vetzuren via vetsplitsing. [Oleon]

Vetzuursamenstelling en graad van verzadiging

In de oleochemie worden zowel plantaardige oliën met een lage als met een hoge verzadigingsgraad verwerkt. De vetzuursamenstelling is zeer belangrijk voor oleochemische toepassingen. Ze zijn (voor een deel) bepalend voor de mogelijke toepassingen van de vetten of oliën.[Oleon][R. Verhé] [Hirsinger][Hill]

Na omestering of vetsplitsing worden de producten steeds gedistilleerd. Zo kunnen eindproducten geselecteerd worden op functionaliteit (functie van verzuursamenstelling). Ook onzuiverheden worden op deze manier afgescheiden.[R. Verhé][Desmet-Ballestra]


Via verzeping van de vetbronnen worden zepen gevormd, via vetsplitsing worden vetzuren gevormd en via omestering worden tenslotte rechtstreeks vetzuurmethylesters gevormd. De eindproducten van de vetsplitsing en omestering worden verder omgevormd tot een zeer brede range van fijnchemische eindproducten die een zeer breed toepassingsgebied hebben.

Hieronder wordt een kort overzicht gegeven van het verwerken van vetten en oliën in de oleochemie.

61

Figuur 6: Vorming van vetzuren, vetzuurmethylesters en zepen uit vetten/oliën

Met lipiden worden twee basisgrondstoffen gevormd: vetzuren en vetzuurmethylesters. Vetzuren worden gevormd door een hydrolysereactie waarbij in een kolom in tegenstroom in de aanwezigheid van stroom bij 220 °C (reactieduur gemiddeld 30 min) de vetzuren worden afgesplitst en afgedistilleerd terwijl onderaan een glyceroloplossing wordt bekomen. Vetten kunnen ook direct omgezet worden in een alkalische hydrolyse tot natrium- of kaliumzouten, die gebruikt worden in de zeepindustrie. Vetzuren worden omgezet in esters en in Europa bijna uitsluitend in methylesters door een transesterificatie met methanol in aanwezigheid van een base (NaOH, KOH, NaOMe).

Beide processen kunnen gebruik maken van dierlijke vetten en plantaardige oliën. In Europa wordt dierlijk vet zowel gebruikt voor vetsplitsing en transesterificatie, terwijl plantaardige oliën bijna uitsluitend gebruikt worden voor omestering. Voor het verder verwerken van vetzuren en hun methylesters dienen ze gehydrogeneerd te worden tot de overeenkomstige vetzuuralcoholen. Vetzuuralcoholen worden gesulfoneerd tot anionische detergenten of geëthoxyleerd met ethyleenoxide tot niet-ionische detergenten. Ook gesulfoneerde vetzuur methylesters worden gebruikt als anionische detergenten en dit voornamelijk uit palmoliestearine fracties. Kationsche detergenten worden geproduceerd door omzetting van vetzuren in methylesters tot de overeenkomstige alkylcyaniden gevolgd door reductieve alkylering tot primaire, secundaire en tertiaire en quaternaire vetzuuramines. Deze quaternaire ammoniumzouten worden ondermeer gebruikt als wasverzachters.[R. Verhé]

Dierlijk vet en harde palmoliestearine (hoger smeltpunt) worden in Europa gebruikt voor de detergenten en wasmiddelen industrie wegens de hogere stabiliteit van de

62

eindproducten. Er treden weinig oxidaties op die aanleiding geven tot vorming van vluchtige aldehyden die geurproblemen opleveren.[R. Verhé]

In deze studie wordt zowel vetsplitsing als omestering geëvalueerd. Beide processen kunnen toegepast worden voor zowel dierlijk vet cat.3 als gerecycleerde GFVO. Door de keuze van een volwaardig alternatieve plantaardige olie voor vetsplitsing en omestering volgens hetzelfde oleochemische proces, is de beschrijving van het proces zelf in het kader van deze studie niet relevant. Bovenstaande korte beschrijving werd louter ter informatie toegevoegd aan het rapport.

Toepassingsvoorbeeld: Oleon

Oleon is het enige oleochemische bedrijf in Vlaanderen. De activiteiten zijn verspreid over twee locaties. Het past volgende relevante processen toe [Oleon]:

- Vetzuursplitsing: dierlijk vet cat.3 (voornamelijk rundveevet) wordt ingezet voor de productie van vetzuren en afgeleide vetzuurderivaten. Het betreft food grade dierlijk vet, dat niet gebruikt wordt voor voedingstoepassingen omwille van non-conformiteiten met de HACCP23-wetgeving of omwille van veranderende eetgewoontes (meer gebruik van "gezondere" plantaardige oliën).

- Omestering: er is een eenheid voor de productie van vetzuurmethylesters;

- Hydrogenatie: de vetzuurmethylesters kunnen verder omgezet worden naar vetalcoholen door hydrogenatie. Voor de productie van vetalcoholen worden enkel plantaardige oliën ingezet.

4.5 Toepassing in mengvoeders


4.5.1.1 Algemeen Gebruik in mengvoeders is niet toegelaten voor dierlijk vet categorie 1 en dierlijk vet categorie 2, maar wel voor:

- Dierlijk vet cat.3

- Gerecycleerde GFVO: 100% plantaardig uit voedingsindustrie

Gerecycleerde GFVO worden niet in beschouwing genomen omwille van belemmeringen in de context van de voedselveiligheid en volksgezondheid. 100 % plantaardig gebruikte frituurolie van de voedingsindustrie kan in principe toegepast worden in de mengvoederindustrie maar vertegenwoordigt een zeer klein aandeel van de GFVO.[OVAM]

Dierlijk vet is een traditionele grondstof voor de productie van mengvoeders. Dierlijk vet cat.3 van varkens is relatief vloeibaar in vergelijking met dierlijk vet cat.3 van rundvee. In 2005 werd voor 50% mengvet gebruikt (afkomstig van verschillende diersoorten). Ongeveer 30% van het gebruikte dierlijke vet was

23 Hazard Analysis and Critical Control Points: een risico-inventarisatie voor voedingsmiddelen

63

reuzel (afkomstig van varkens). 15% van het gebruikte vet was kippenvet. De rest was vet van herkauwers. [Bemefa 2]

Plantaardige olie is een alternatief voor dierlijk vet. In feite is het gebruik van dierlijk vet in mengvoeders het "conventionele" proces en het gebruik van plantaardige olie een alternatief hiervoor.

In 2006 werd 80 000 ton dierlijk vet cat.3 gebruikt in de mengvoederindustrie en

45 000 ton plantaardige olie (bestaat ruwweg uit 50 % palmolie en 50 % sojaolie). [Bemefa]

Van de producten die toegepast worden in de mengvoederindustrie kan aangenomen worden dat ongeveer 20 % geraffineerd en 80 % ruw materiaal is. [Desmet-Ballestra]

4.5.1.2 Kritische parameters Mengvoederproducenten stellen mengvoeders samen op basis van een mix aan ingrediënten. Deze mix heeft de gewenste samenstelling. Vrije vetzuren vormen geen probleem op zich. Het feit dat plantaardige of dierlijke vetzuren op zich gebruikt worden als vetbron in mengvoeders toont dit aan [Productschap Diervoeders] [Bemefa] [R. Verhé]. Het is met andere woorden de uiteindelijke mix die aan de specificaties moet voldoen en niet de afzonderlijke ingrediënten.

Het asgehalte van de vetbronnen heeft een invloed op de verteerbaarheid van de mengvoeders. Dit geldt zowel voor dierlijk vet als voor diermeel en andere ingrediënten [Rendac]. Daarom zijn kippenvet en kippenmeel uitstekende ingrediënten voor petfood en mengvoeders. In het algemeen kan aangenomen worden dat cat.3 dierlijk vet en de plantaardige alternatieven een voldoende laag asgehalte hebben om gebruikt te worden als vetbron in de mengvoederindustrie.

In Nederland en in België worden grondstoffen voor mengvoeders gescreend op de aanwezigheid van contaminaties . In 2001 werd in Nederland een onderzoek gedaan naar mogelijke contaminaties in vetten die gebruikt worden voor diervoeders. Arseen komt in de praktijk alleen in visolie voor en wordt geconcentreerd in vetzuren bij raffinage. Nikkel kan voorkomen in geharde plantaardige oliën, omdat het gebruikt wordt als katalysator tijdens het harden. Wat betreft vetoplosbare pesticiden waren in die periode (voor 2001) in het kader van een internationaal onderzoek (meer dan 80 metingen) enkele overschrijdingen van de geldende normen vastgesteld. Het ging om lindaan en HCB in zonnebloemdestillaten en zonnebloemolie. Deze aanwezigheid is afkomstig van milieuvervuiling en kan niet vermeden worden. Dioxines blijken vooral voor visolie en visvetzuren een probleem te kunnen vormen. Bleekaarde, gebruikt tijdens de raffinage van ruwe oliën en vetten, kan eveneens een bron van dioxines zijn (grenswaarde voor bleekaarde is daarom ingesteld). Wat PAK’s betreft, kunnen technische vetten verontreinigd zijn ten gevolge van een behandeling die ze ondergaan hebben. Deze vetten zijn sowieso niet geschikt voor de productie van diervoeder. Polyethyleen is relevant voor dierlijk vetten waarbij de verpakkingen van de afvalproducten niet vooraf gescheiden zijn van de inhoud. Er waren geen aanwijzingen dat deze aanwezigheid nefast is. Voor de publieke opinie is het wel belangrijk dat dergelijke vervuilingen vermeden worden. Dit kan door de verpakkingen vooraf te scheiden. Koolwaterstoffen (C10 tot C40) komen in principe niet voor in de vetten en oliën. Enkel via minerale brandstoffen, afgewerkte oliën of tijdens transport door voorgaande ladingen kunnen contaminaties optreden. Het huidige beleid is er op gericht om dergelijke contaminaties te voorkomen. In geval van dierlijke vetten is het gehalte onoplosbare onzuiverheden nog relevant. Deze

64

hebben enkel een relevantie in het kader van BSE overdracht bij rundvee. Hiertoe is voor dierlijk vet afkomstig van herkauwers een norm opgesteld van 0,15% onoplosbare onzuiverheden. [Bemefa] [Productschap Diervoeders]


Door de keuze van een volwaardig alternatieve plantaardige olie voor toepassing in de mengvoederindustrie, is de beschrijving van het proces zelf in het kader van deze studie niet relevant. We gaan niet verder in op de productie van mengvoeder.

4.6 Overzicht


In onderstaande tabellen wordt een kort overzicht gegeven van de wettelijk toegelaten toepassingen in Vlaanderen en praktijkvoorbeelden (Vlaanderen en/of buitenland).

Tabel 4: Wettelijk toegelaten toepassingen in Vlaan deren

Energetische valorisatie Recyclage Dierlijk vet

Elektriciteitsproductie (monoverbranding)

Stoomketel Biodiesel Oleochemie Veevoeder

categorie 1 X X O24 O O

categorie 2 O O X X O

categorie 3 O O X X X

Tabel 5: Voorbeelden van toepassingen in Vlaanderen en het buitenland

Energetische valorisatie Recyclage Dierlijk vet



categorie 3 Electrawinds, afwijking verbrandingsverbod

Smilde (NL) Oostenrijk, Frankrijk, Nederland, Denemarken

Oleon + buitenland

wijd verspreid

24 Verordening (EG) Nr. 92/2005 (ter uitvoering van Verordening (EG) Nr. 1774/2002) staat productie van biodiesel uitgaande van categorie 1-materiaal toe. Het Besluit van de Vlaamse Regering van 15 december 2006 betreffende de ophaling en de verwerking van dierlijk afval zal bij een volgende wijziging overeenkomstig de Europese wetgeving aangepast worden.

65

4.6.2 Gerecycleerde GFVO

In onderstaande tabellen wordt een kort overzicht gegeven van de wettelijk toegelaten toepassingen in Vlaanderen en praktijkvoorbeelden (Vlaanderen en/of buitenland).

Tabel 6: Wettelijk toegelaten toepassingen in Vlaan deren

Energetische valorisatie Recyclage



Gerecycleerde GFVO

O O X X 0

100% plantaardige GFVO uit de voedingsindustrie

O O X X X

Tabel 7: Voorbeelden van toepassingen in Vlaanderen en het buitenland

Energetische valorisatie Recyclage



Gerecycleerde GFVO

Electrawinds Geen voorbeeld gekend

Vierhouten Vet (NL) en andere voorbeelden

Henkel Geen voorbeeld gekend

Situatie Vlaanderen/België

In België worden GFVO ingezameld door gespecialiseerde bedrijven die vaak verbonden zijn aan bedrijven die de vetten en olie voorbehandelen. Deze voorbehandeling bestaat uit een zuivering en een scheiding naar verschillende kwaliteiten. Tot 1999 werd 80 % van de ingezamelde vetten en olie gebruikt in veevoeders. Een klein deel werd gebruikt voor zeepproductie. Een fractie werd tenslotte ingezet als secundaire brandstof in cementovens. [Mittelbach]

Momenteel kan slechts een klein deel van de GFVO in Vlaanderen afgezet worden naar de mengvoederindustrie. 100 % plantaardige olie uit de voedingsindustrie kan gebruikt worden in veevoeders wanneer deze rechtstreeks van de producent naar de mengvoederfabrikant gaat. [OVAM]

Volgens gegevens van VALORFRIT is in 2005 7.640 ton GFVO van professionele gebruikers ingezameld in Vlaanderen. Van de huishoudens is in dat jaar 4.880 ton ingezameld. Over de voedingsmiddelenindustrie is geen informatie beschikbaar.

Deze GFVO die door VALORFRIT geregistreerd werden, zijn voor 57 % gebruikt voor biodieselproductie na export, 8 % is gebruikt voor de productie van groene stroom buiten Vlaanderen en 35 % is gebruikt in de oleochemie of voor andere technische toepassingen. Dit gebeurt buiten Vlaanderen. [Valorfrit]

66

In 2006 is 13.600 ton GFVO van professionele gebruikers ingezameld en 6.600 ton van huishoudens. Het gebruik van gerecycleerde GFVO (2006) gebeurde respectievelijk voor

68 % in de biodieselproductie, voor 12 % in de productie van elektriciteit en voor 20 % in de oleochemie of voor andere technische toepassingen. [Valorfrit]

Uit deze informatie kan besloten worden dat GFVO uit Vlaanderen grotendeels gebruikt worden in het buitenland na export. Een kleine fractie wordt gebruikt door Electrawinds. Ze hebben in 2006 een afwijking verkregen, die toelaat om gerecycleerde GFVO te verbranden [Valorfrit].

De voorbehandeling (het opzuiveren) van GFVO die in Vlaanderen ingezameld zijn, gebeurt ofwel in Vlaanderen ofwel in het buitenland of in Wallonië. Deze conclusie wordt ondersteund door beschikbare gegevens van SENTERNOVEM over de kennisgeving van afvaltransporten tussen Vlaanderen en Nederland [Senternovem].

Situatie Nederland

Nederland importeert ook GFVO uit Duitsland. Deze ondergaan in Nederland een bijkomende zuivering en bevatten bij import max. 3 % vrije vetzuren, 0,36 % water en vluchtige stoffen en 0,05 % vuil. Deze GFVO worden in Nederland gezuiverd bij een recuperant van GFVO. De gerecycleerde GFVO worden ingezet in de oleochemie of voor andere technische toepassingen of voor de productie van biodiesel. In totaal is slechts 50% van de in Nederland gebruikte GFVO, afkomstig uit Nederland. De rest wordt geïmporteerd uit de omliggende landen. GFVO uit Nederland worden ook geëxporteerd naar Duitsland. [Senternovem]

67

5.1 Functionele eenheid Voor dierlijk vet cat.3 betreft de functionele eenheid het gebruik van 1 ton dierlijk vet, na productie door een vetsmelter of een verwerker van dierlijk afval cat.3. Het gaat om verwerkt dierlijk vet cat.3. De gemiddelde samenstelling wordt vermeld in Tabel 8. [Desmet-Ballestra]

Voor GFVO gaat het om het gebruik van 1 ton gerecycleerde GFVO, dit wil zeggen GFVO die gesmolten en gefilterd zijn door een recuperant van GFVO. De gemiddelde samenstelling wordt vermeld in Tabel 8. [Desmet-Ballestra]

Tabel 8: Samenstelling functionele eenheid en ruwe plantaardige oliën die vermeden worden

mg/kg Zwavel

mg/kg fosfor

Vrije vetzuren

%

Dierlijk vet cat.3 < 10 < 10 < 1%

Gerecycleerde GFVO < 10 < 10 1 - 5%

Ruwe palmolie 0 15-30 3-5%

Ruwe sojaolie 0 400-600 < 1%

Ruwe koolzaadolie 0 400-600 < 1%

Enkel het gehalte vrije vetzuren is van belang voor de LCA-berekeningen. Doordat deze verwijderd worden in een deel van de scenario’s, vermindert de hoeveelheid dierlijk vet cat.3 of gerecycleerde GFVO die ingezet wordt in een bepaalde toepassing. Het gehalte aan zwavel en fosfor bepaalt welke raffinagestappen bijkomend toegepast worden. De fosfor in de ruwe plantaardige oliën wordt verwijderd via ontslijmen. Voor sojaolie was geen gemiddelde samenstelling beschikbaar. Hiervoor hebben we de samenstelling van ruwe koolzaadolie overgenomen. Deze aanname wordt bevestigd door [Desmet-Ballestra]. Zowel koolzaadolie als sojaolie worden geproduceerd via extractie met hexaan. Het is dit proces dat resulteert in een relatief hoog fosforgehalte. In geval van dierlijk vet cat.3 of gerecycleerde GFVO volstaat het om te wassen, ontslijmen is niet nodig.

5.2 Systeemafbakening per toepassingsmogelijkheid in het kader van de vergelijkende LCA-berekeningen

In de volgende paragrafen worden de scenario’s afgebakend voor de toepassingsmogelijkheden voor dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO, die in de voorliggende studie beschouwd worden.

Er wordt een aangegeven welke input- en outputgegevens gebruikt worden voor de berekening van de milieu-impact van de toepassingsmogelijkheden, én er wordt bijkomende informatie gegeven over de aannames die gemaakt worden met betrekking tot de vermeden processen en de gebruikte gegevens.

5 Beschrijving scenario’s voor de toepassing van dierlijk vet cat. 3 en gerecycleerde GFVO

68

In hoofdstuk 7 wordt dan de milieu-impact van deze scenario’s via LCA-methodiek berekend, en worden de gebruiksopties onderling vergeleken, enerzijds voor dierlijk vet cat.3 en anderzijds voor gerecycleerde GFVO.

5.2.1 Elektriciteitsproductie (monoverbranding)

Het algemeen schema van de toepassingsmogelijkheid "elektriciteitsproductie" die in deze studie beschouwd wordt, ziet er als volgt uit:

raffinage motoren+generator rookgasreiniging schouw

elektriciteit

warmte

andere residu’svrije vetzuren

additieven

openbaar net + kantorenen bedrijfsgebouwen

ureum

emissies

VET/OLIE

5.2.1.1 Voorbehandeling De beschikbare procesgegevens voor de voorbehandeling bij Electrawinds gaan uit van het gebruik van categorie 1 dierlijk vet. Hoewel deze centrale in theorie kan werken op basis van dierlijk vet cat.3 en gerecycleerd GFVO, zou de economische realiteit dit niet toelaten (momenteel is verbranding van dierlijk vet cat.3 in principe verboden in Vlaanderen). De voorbehandeling kan sterk vereenvoudigd worden indien ofwel 100% dierlijk vet cat.3 ofwel 100 % gerecycleerde GFVO zouden gebruikt worden [Electrawinds].

Bij de berekening van de milieu-impact wordt voor zowel dierlijk vet cat.3 als gerecycleerde GFVO rekening gehouden met een wassing met water en de verwijdering vrije vetzuren (deodoriseren) als voorbehandeling. Dit is een worst case scenario. We gebruiken hiervoor de gemiddelde procesgegevens van [Desmet-Ballestra] omtrent de raffinage van dierlijk vet en gerecycleerde GFVO. Meer informatie hieromtrent is terug te vinden ter hoogte van de bespreking van het scenario "Productie biodiesel" op pagina 52.

5.2.1.2 Verbrandingsemissies dieselmotoren Aangezien de vetten en oliën na de voorbehandeling steeds aan dezelfde kwaliteitseisen voldoen, zijn de procesgegevens voor de eigenlijke elektriciteitsproductie ook representatief voor dierlijk vet cat.3 en gerecycleerd GFVO. Er wordt dus aangenomen dat de verbrandingsemissies hetzelfde zijn voor alle gezuiverde afvalstoffen (dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO).

69

We gebruiken resultaten van emissiemetingen bij Electrawinds. Deze gegevens zijn vertrouwelijk en worden daarom niet verder besproken [Electrawinds 2].

5.2.1.3 Vermeden elektriciteitsproductie Er kan een aanzienlijke bijdrage geleverd worden tot de realisatie van de doelstellingen van het Vlaamse en Federale beleid ten aanzien van de productie van hernieuwbare energie (groene stroom). In deze optiek kunnen we ervan uitgaan dat de productie van elektriciteit en thermische energie door Electrawinds zorgt voor een uitsparing van elektriciteit en thermische energie geproduceerd uit fossiele brandstoffen en andere conventionele energiedragers.

Uit een MER van Electrawinds [M-Tech] blijkt dat een elektrisch rendement van 40% representatief is voor dergelijke installatie. Navraag bij VITO experts bevestigt dat dit een realistische aanname is voor de verbranding van vet in een dieselmotor. Ook [Rendac] geeft aan dat een rendement van 40% in de praktijk gehaald wordt.

Electrawinds gebruikt een klein deel van de elektriciteit zelf, voor de processen en voor de kantoren. Het interne elektriciteitsverbruik voor raffinage is, op basis van algemene kengetallen uit de literatuur [Vrancken et al.] en procesgegevens over de raffinageprocessen [Desmet-Ballestra] ingeschat als maximaal 3% van het totale elektriciteitsverbruik. In de praktijk zal het minder zijn. Dit vertaalt zich in het feit dat er voor dit proces geen externe elektriciteit gebruikt wordt. De resterende elektriciteit wordt extern gevaloriseerd: intern gebruik in productieruimten en in eigen kantoorgebouwen én externe levering aan het net.

In de LCA-berekeningen wordt enkel het elektriciteitsverbruik voor de raffinage van het dierlijk vet cat.3 of de gerecycleerde GFVO in rekening gebracht, uitgaande van de data van [Desmet-Ballestra].

Voor de netto elektriciteitsproductie, die aan het net geleverd wordt, is een inschatting gemaakt van de uitgespaarde milieu-impact ten gevolge van de productie van elektriciteit op basis van fossiele brandstoffen en andere conventionele energiedragers. We gaan hiervoor uit van de elektriciteitsproductie in overeenstemming met de gemiddelde Belgische mix van energiedragers en technologieën. De keuze voor de Belgische mix van elektriciteitsproductie is een traditionele aanname in LCA om de vermeden milieu-impact van de elektriciteitsproductie te berekenen. [VITO]

De meest realistische keuze zou een vergelijking met een STEG centrale op aardgas zijn, omdat dergelijke centrale niet wordt ingezet voor de basislast. Indien er bijvoorbeeld een tekort is aan vetten of oliën op de markt, is het denkbaar dat de centrale enkel overdag zou produceren. [VITO]

De keuze van de vermeden technologie en energiedragers heeft een zeer grote impact op de netto milieu-impact van dit scenario, namelijk het verschil tussen de milieu-impact van de elektriciteitsproductie uit dierlijk vet of gerecycleerde GFVO en de milieuwinst ten gevolge van het uitsparen van "conventionele" elektriciteitsproductie. De keuze van de vermeden milieu-impact verandert echter niets aan de milieu-impact van de toepassing zelf.

In twee gevoeligheidsanalyses wordt de invloed van een andere keuze/aanname op het eindresultaat nagegaan: 1. Belgische fossiele mix voor

70

elektriciteitsproductie en 2. Vermeden inzet van palmolie stearine in de installaties voor elektriciteitsproductie25.

Voor het kwantificeren van de milieu-impact van de vermeden elektriciteitsproductie, wordt gebruik gemaakt van de beschikbare LCI-gegevens in de Ecoinvent database [Ecoinvent]. Deze bevat LCI-gegevens met betrekking tot de productie van elektriciteit volgens de Belgische mix van energiedragers en technologie.

5.2.1.4 Vermeden stoomproductie Momenteel zijn twee van de vier lijnen bij Electrawinds uitgerust met een stoomketel voor de recuperatie van warmte. Deze stoom wordt door Electrawinds gebruikt voor de voorbehandeling, voor de opslag van de vetten en oliën, en voor gebouwenverwarming. Hierdoor wordt stoomproductie, uitgaande van fossiele brandstoffen uitgespaard. Daarnaast wordt ook warm water geproduceerd (via de koelwarmte van de motoren). Deze kan eveneens gevaloriseerd worden.[M-Tech]

Voor deze studie hebben we de totale warmterecuperatie voor 2 van de 4 dieselmotoren in rekening gebracht.

De MER van Electrawinds [M-Tech] geeft aan dat bijna 40% van de thermische inhoud van de vetten kan gerecupereerd worden in de vorm van warmte, waaronder stoom. Op basis van kengetallen voor een interne verbrandingsmotor [VITO], komen we op 38% uitgaande van een elektrisch rendement van 40% en de recuperatie van de koelwarmte van de motor en de warmte van de rookgassen via stoomproductie (85% rendement stoomketel). Deze warmte wordt gerecupereerd via een stoomketel. Op twee van de 4 lijnen is een stoomketel geïnstalleerd. Daarom gaan we ervan uit dat 19% (50% van 38%) van de energie-inhoud van de vetten gerecupereerd wordt in de vorm van stoom.

Het scenario elektriciteitsproductie is een hypothetisch scenario. De opstelling (2 van de vier dieselmotoren zijn uitgerust met een stoomketel op de rookgassen), is gebaseerd op de installatie van Electrawinds [M-Tech] [Electrawinds]. De verbrandingsemissies zijn eveneens overgenomen van Electrawinds. Voor het overige is beroep gedaan op gemiddelde procesgegevens voor raffinage, elektrisch rendement en warmterecuperatie [VITO].

In deze studie evalueren we de toepassing van dierlijk vet cat.3 of gerecycleerde GFVO, niet de toepassing van dierlijk vet categorie 1. Er is slechts een kleine hoeveelheid warmte nodig voor de voorbehandeling. Het gebruik van warmte voor de voorbehandeling wordt in rekening gebracht op basis van algemene procesgegevens van [Desmet-Ballestra].

Warmte voor opslag van het dierlijk vet of de gerecycleerde GFVO wordt niet expliciet berekend. Het gaat om een verwaarloosbaar energieverbruik [Rousselot] [Rendac]. We gaan ervan dat, buiten de warmte nodig voor de voorbehandeling, alle warmte extern gevaloriseerd wordt. Voor deze hoeveelheid warmte brengen we de vermeden milieu-impact in rekening ten gevolge van de stoomproductie op basis van aardgas.

25 In deze gevoeligheidsanalyse wordt zowel de vermeden elektriciteit als de vermeden warmte geproduceerd uitgaande van palmolie stearine. In de andere gevoeligheidsanalyse wordt enkel uitgegaan van een andere aanname met betrekking tot de vermeden elektriciteitsproductie

71

Voor het kwantificeren van de milieu-impact van de vermeden stoomproductie in een stoomketel, wordt gebruik gemaakt van de beschikbare LCI-gegevens in de Ecoinvent database [Ecoinvent]. Deze bevat LCI-gegevens met betrekking tot de productie van stoom in stoomketels op basis van aardgas.

5.2.1.5 Extra transportstap In tegenstelling tot de vetsmelter of de recuperant van GFVO, gaan we ervan uit dat de producent van elektriciteit en warmte het dierlijk vet cat.3 of de gerecycleerde GFVO niet zelf produceert. Deze studie bekijkt het gebruik van Vlaamse gerecycleerde GFVO en dierlijk vet cat.3. Daarom gaan we uit van een gemiddelde transportafstand van 150 km (heen en terug).

5.2.2 Stoomproductie

Het algemene schema van de toepassingsmogelijkheid "stoomproductie", zoals geëvalueerd wordt in deze studie, ziet er als volgt uit:

raffinage stoomketel stoomverwerking categorie 3-

materiaal of GFVO

residu’safvalwater

VET/OLIE

emissies

5.2.2.1 Voorbehandeling Dierlijk vet categorie 1 wordt extra gereinigd bij gebruik in stoomketels, voornamelijk omwille van het asgehalte [Rendac], [Erbrink], [Novem]. Dit is een stuk hoger bij categorie 1 dierlijk vet dan bij dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO.

Voor verwerkt dierlijk vet cat.3 ligt het asgehalte zelfs lager dan voor dierlijk vet categorie 1 na extra reiniging [Rendac].

Dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO hebben als voorbehandeling voor gebruik in een stoomketel enkel een wassing met water nodig. (eigen aanname op basis van [Rendac], [R. Verhé] en [Desmet-Ballestra]). Hiervoor worden procesgegevens van [Desmet-Ballestra] gebruikt.

5.2.2.2 Schouwemissies Rendac Denderleeuw verbrandt enkel dierlijk vet categorie 1 en vetzuren, samen met aardgas en niet-condenseerbare afgassen van het verwerkingsproces van dierlijke bijproducten.[Rendac]

Smilde (in Nederland), een zusterbedrijf van Rendac Denderleeuw, verbrandt wel cat.3 vet (food grade) in zijn stoomketels. Daarom worden emissiegegevens van Smilde gebruikt in het kader van deze evaluatie. [Smilde] De resultaten zijn

72

eveneens indicatief voor de toepassing van gerecycleerde GFVO. [Rendac] Hiervoor zijn geen specifieke verbrandingsemissies beschikbaar.

We rapporteren deze emissies niet, aangezien de verbrandingsemissies voor het scenario elektriciteitsproductie niet gerapporteerd mogen worden wegens redenen van vertrouwelijkheid.

5.2.2.3 Opslag dierlijk vet categorie 3 en gerecycl eerde GFVO Er is geen verschil in energieverbruik voor dierlijk vet cat. 1, cat.3 en gerecycleerde GFVO.

Specifieke data over de opslag van dierlijk vet categorie 1 [Rousselot] tonen aan dat het gaat om een verwaarloosbaar energieverbruik. Daarom is dit aspect niet meegenomen in de LCA-berekeningen.

5.2.2.4 Besparing aardgas Door de energetische valorisatie van dierlijk vet categorie 1 bespaart Rendac Denderleeuw een belangrijke hoeveelheid aardgas. In 2000 werden de stoomketels nog uitsluitend op aardgas gestookt. De stoom wordt gebruikt voor het verwerkingsproces van het dierlijk afval door Rendac Denderleeuw.

Het gebruik van de stoom in het verwerkingsproces van het dierlijk afval wordt beschouwd als externe valorisatie van de warmte. Dit geldt ook voor de energetische valorisatie van dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO. Voor het deel van de warmte dat intern gebruikt wordt (met name voor de wassing van respectievelijk het dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO) wordt gebruik gemaakt van de procesgegevens van [Desmet-Ballestra]. De rest van de geproduceerde warmte wordt extern gevaloriseerd en zorgt voor de uitsparing van aardgas.

De Ecoinvent databank bevat gegevens omtrent de winning, productie en transport van aardgas en over stoomketels op aardgas [Ecoinvent]. Alle gegevens zijn daarom beschikbaar voor de berekening van de vermeden emissies ten gevolge van het gebruik van dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO in stoomketels.

Ook hier geldt dezelfde opmerking als bij Electrawinds: de keuze van de vermeden brandstof (aardgas in dit geval) is in grote mate bepalend voor de netto milieu-impact van het scenario. Uitgaande van lichte stookolie zou het resultaat ander zijn. Nochtans verandert dit niets aan het proces zelf.

In een gevoeligheidsanalyse wordt de invloed van een andere keuze/aanname op het eindresultaat nagegaan (uitsparing van verbranding van lichte stookolie in stoomketels).

5.2.2.5 Geen transport Door het gebruik van dierlijk vet categorie 1 van eigen productie, heeft Rendac een extra milieuvoordeel: het dierlijk vet categorie 1 ondergaat geen transport vooraleer het verbrand wordt. Er zijn ook verschillende vetsmelters of recuperanten van GFVO in Vlaanderen die vragende partij zijn om een deel van het geproduceerde dierlijk vet (cat.3) of een deel van de gerecycleerde GFVO in te zetten voor de eigen stoomproductie. Daarvoor geldt hetzelfde voordeel, namelijk dat er geen extra transportstap nodig is.

73

5.2.3 Productie biodiesel

Het algemeen schema voor de productie van biodiesel uitgaande van dierlijk vet cat.3 of gerecycleerde GFVO ziet er als volgt uit:

ra ffinage biodiese lproductie transport menging gebruik in voertuigVET/OLIE

energie

residu ’s

energie

methanol, Namethylaat

glycerol

dist illatieresidu

fossiele diese l

emissies

distillatie*

*: de distillatiestap is enkel vereist bij biodieselproductie uit GFVO

Hierbij worden 2 varianten onderscheiden:

1. vergelijking met biodiesel uit koolzaadolie

2. vergelijking met fossiele diesel

Door biodiesel (ongeacht de oorsprong) bij te mengen onder fossiele diesel, wordt fossiele diesel uitgespaard (variant 2). In die context kan gesteld worden dat door de productie van biodiesel emissies vermeden worden van de productie van fossiele diesel. Gebruik van deze biodiesel zorgt voor de uitsparing van emissies van het gebruik van fossiele diesel.

Er kan echter ook geredeneerd worden dat biodiesel van koolzaadolie uitgespaard wordt (variant 1).

Beide varianten op het biodieselscenario worden doorgerekend, voor zowel dierlijk vet cat.3 als voor gerecycleerde GFVO.

5.2.3.1 Variant 1: vergelijking productie biodiesel uit dierlijk vet cat.3/gerecycleerde GFVO en uit koolzaadolie De milieu-impact van de productie van biodiesel wordt in kaart gebracht voor zowel geraffineerde koolzaadolie, geraffineerde gerecycleerde GFVO en geraffineerd dierlijk vet cat.3. Biodiesel moet voldoen aan de Europese productnorm. De milieu-impact van het gebruik van biodiesel van verschillende grondstoffen wordt daarom gelijkgesteld. [R. Verhé] [Desmet-Ballestra]

We gaan ervan uit dat de norm gehaald kan worden voor gerecycleerde GFVO mits de biodiesel een bijkomende distillatie ondergaat. [Desmet-Ballestra]

Voor dierlijk vet cat.3 geldt dat de geproduceerde biodiesel nooit de norm kan halen voor het cloud point. Dit heeft te maken met de hoge verzadigingsgraad van dierlijk vet cat.3. Anderzijds heeft deze biodiesel wel een zeer gunstig cetaangehalte. Door deze biodiesel te mengen met andere biodiesel, wordt hoogwaardig product bekomen. [R. Verhé]

In het kader van deze studie gaan we ervan uit dat de milieu-impact van het eindgebruik van biodiesel uit geraffineerd dierlijk vet cat.3 en biodiesel uit

74

geraffineerde koolzaadolie hetzelfde is en dus niet gekwantificeerd moet worden in de levenscyclusbenadering.

Er zijn toepassingsvoorbeelden van het gebruik van biodiesel uit dierlijk vet voor het bedrijfseigen aangepast voertuigenpark, zie ook 4.3.2.3. Het gaat dan om biodiesel die niet aan de productnormen voldoet en dus niet dezelfde functie heeft als biodiesel van geraffineerde koolzaadolie.

Schema biodieselproductie uit koolzaad:

raffinagekoolzaadolie

b iod ieselproductie transport menging gebruik in voertuig

energie/additieven

residu ’s

energ ie

methanol, additieven

glycero l

fossiele d iesel

emissies

Productieruwe

koolzaadolieteelt koolzaad

Er is geen verschil tussen de productie van biodiesel uitgaande van enerzijds geraffineerde koolzaadolie en anderzijds geraffineerd dierlijk vet cat.3 of geraffineerde gerecycleerde GFVO.

Op drie punten zijn er wel verschillen vastgesteld in de ganse levenscyclus:

1. de teelt van koolzaad en de productie van ruwe koolzaadolie uit het koolzaad zorgen voor een extra milieu-impact t.o.v. het gebruik van dierlijk vet cat.3 of gerecycleerde GFVO26

2. het verschil in raffinage voor enerzijds dierlijk vet cat.3 en ruwe koolzaadolie en anderzijds gerecycleerde GFVO [Verhé R.] [Desmet-Ballestra].

3. biodiesel uit gerecycleerde GFVO moet na de productie een bijkomende distillatiestap ondergaan om de aanwezige polymeren af te scheiden.

Volgende aannames en kwantitatieve gegevensbronnen zijn gebruikt voor de berekening van de netto milieu-impact voor de biodieselscenario's:

• voor ruwe koolzaadolie zijn LCI-gegevens gebruikt uit een recente Deense doctoraatstudie [Schmidt]. Voor de raffinage van ruwe koolzaadolie worden gemiddelde procesgegevens gebruikt [Desmet-Ballestra].

• zowel dierlijk vet, gerecycleerde GFVO als ruwe koolzaadolie ondergaan een volledige raffinage alvorens te worden ingezet in de biodieselproductie.

Deze voorbehandeling bestaat uit:

26 In deze studie brengen we geen milieu-impact in rekening voor de productie van dierlijk vet categorie 3 uit dierlijke bijproducten of voor de productie van gerecycleerd GFVO uit GFVO. Deze milieu-impact is voor elk van de scenario's hetzelfde en wordt daarom niet gekwantificeerd.

75

� voor dierlijk vet en GFVO: wassen met water + deodoriseren

� voor ruwe koolzaadolie: combinatie van zuur ontgommen en + deodoriseren

• procesgegevens over de productie van biodiesel zijn beschikbaar [Desmet-Ballestra]

• procesgegevens over de bijkomende distillatie van biodiesel uit GFVO zijn beschikbaar [Desmet-Ballestra].

Gebruikte gegevens voor productie van ruwe koolzaad olie (zie ook § 3.4.2 Productie van palmolie, sojaolie en koolzaadolie, p agina 37)

Hiervoor vertrekken we vanuit LCI-data uit een recente Deense doctoraatstudie [Schmidt].

Deze gaan voor de productie van koolzaad echter uit van het gebruik van 100% kunstmeststoffen. In Vlaanderen wordt echter een belangrijk deel van de nutriënten aangebracht in de vorm van dierlijk vet. We gaan ervan uit dat 55% van de nutriënten via dierlijke mest en 45% via kunstmeststoffen wordt voorzien. Hiervoor baseren we ons op gegevens van de Vlaamse BBT studie Mestverwerking, de MIRA-T rapporten (hoofdstuk Vermesting) en een studie omtrent de inventarisatie van lachgasemissies in Vlaanderen tot en met 2010 [Feyaerts et al.] [MIRA-T rapport Vlaanderen] [Briffaerts et al.]. Op basis van gegevens uit deze studies en uit een studie over de stofstroomanalyse van stikstof in Vlaanderen [Briffaerts en Wouters] zijn emissies van stikstof naar lucht (NH3, N2O en NO) en water (NO3

-) berekend in overeenstemming met de Vlaamse context. We hebben ook de emissies van metalen naar de bodem aangepast op basis van analysegegevens van dierlijke mest (gehalte aan metalen op basis van droge stof en droge stofgehalte van dierlijke mest) [CBS en RIVM].

Voor de gewasresten gaan we ervan uit dat deze achterblijven op het veld. Hierover beschikten we niet over specifieke Vlaamse informatie. De Deense LCI-studie gaat ervan uit dat een deel van de gewasresten van het veld gehaald worden en gebruikt worden in een energiecentrale, voor de productie van hernieuwbare energie. Omdat er niet direct aanwijzigen zijn dat dit een gangbare praktijk is in Vlaanderen, zijn we ervan uitgegaan dat de gewasresten niet gevaloriseerd worden. Deze aannames is besproken met [OVAM]. Door hernieuwbare energie te produceren en te gebruiken in het productieproces van de koolzaadolie, kan mogelijk een verbetering bekomen worden van het milieuprofiel van de productie van koolzaadolie. De productie van palmolie, volgens de door ons gebruikte LCI-data, scoort bijvoorbeeld relatief goed voor de uitputting van fossiele brandstoffen omdat de resten van de palmvruchten maximaal toegepast worden in het productieproces. Er wordt ondermeer hernieuwbare energie geproduceerd voor de productie van palmolie (zie § 5.2.4 Toepassing in mengvoeders).

Koolzaad wordt verwerkt tot ruwe koolzaadolie en koolzaadschroot, dat gebruikt wordt in de veevoeding. De milieu-impact wordt via economische allocatie verdeeld over beide producten. Hiervoor gaan we uit van gegevens van het Deens doctoraat [Schmidt]. 73% van de milieu-impact van de verwerking van 1 ton koolzaad wordt toegewezen aan de geproduceerde koolzaadolie. Per ton koolzaad wordt ongeveer 420 kg koolzaadolie geproduceerd en ongeveer 560 kg koolzaadschroot.

76

Gebruikte procesgegevens voor raffinage, distillati e en biodieselproductie

Desmet-Ballestra is een ingenieursbedrijf dat een zeer uitgebreide expertise heeft op gebied van de productie van ruwe plantaardige olie, raffinageprocessen, biodieselproductie en oleochemische processen. Op gebied van biodieselproductie heeft het bedrijf een uitgebreide expertise uitgaande van een brede range van feedstocks. Voor de raffinageprocessen, de productie van biodiesel uit geraffineerde olie en het distillatieproces gaan we uit van gemiddelde procesgegevens afkomstig van dit bedrijf.

Raffinageprocessen en distillatie

Het verbruik van additieven en energie voor deze raffinageprocessen heeft een beperkt effect op de milieuprofielen van de scenario’s. Het gaat slechts over een zeer beperkt energieverbruik.

Voor dierlijk vet en gerecycleerde GFVO wordt wassing toegepast, terwijl het bij koolzaadolie gaat om ontslijmen. Alle producten worden gedeodoriseerd (vrije vetzuren verwijderd).

Voor gerecycleerde GFVO is meer warmte nodig voor het deodoriseren omwille van het hoger gehalte aan vrije vetzuren in vergelijking met ruwe koolzaadolie en dierlijk vet cat.3. Voor ruwe koolzaadolie is een beperkt gebruik van additieven (fosforzuur) in rekening gebracht. Voor dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO worden geen additieven gebruikt.

Distillatie gaat gepaard met een relatief groter warmteverbruik in vergelijking met de raffinageprocessen. Strippen (deodoriseren) is ook distilleren, maar in dit geval worden enkel vrije vetzuren en andere vluchtige componenten (die bijvoorbeeld zorgen voor de geurhinder) gedistilleerd. Dit verklaart het grotere brandstoffenverbruik voor het deodoriseren van gerecycleerde GFVO. In het geval van biodiesel, moet de biodiesel volledig gedistilleerd worden, hetgeen resulteert in een beduidend hoger brandstoffenverbruik. Toch gaat het ook hier nog steeds om een beperkt energieverbruik.

Biodieselproductie

We gaan ervan uit dat de geraffineerde producten (dierlijk vet, gerecycleerde GFVO en koolzaadolie) een standaard biodieselproductieproces ondergaan. De rendementen, uitgaande van de verschillende geraffineerde producten, zijn hetzelfde.

Uit 1000 kg geraffineerde olie of vet wordt 1000 kg biodiesel geproduceerd. Er wordt ook 100 kg glycerol geproduceerd.

Methanol is nodig voor de omestering. Het grootste deel wordt gerecupereerd. Een fractie gaat verloren tijdens het productieproces. We geen ervan uit dat deze methanol in de lucht terechtkomt.

Natriummethylaat wordt gebruikt als katalysator voor de omestering. Voor de productie van Natriummethylaat zijn geen LCI-data beschikbaar. Daarom gaan we uit van de nodige hoeveelheden NaOH en methanol voor de productie van Natriummethylaat. Er wordt niet gewerkt met een overmaat aan NaOH en methanol en het productieproces zelf wordt evenmin in rekening gebracht, hetgeen resulteert in een relatief lage milieu-impact voor het gebruik van Natriummethanolaat..

77

We gebruiken beschikbare LCI-data voor de productie van enerzijds NaOH en anderzijds methanol uit de Ecoinvent database [Ecoinvent].

Daarnaast is elektriciteit en warmte nodig voor het omesteringsproces. We gaan uit van de Belgische mix voor elektriciteitsproductie en het gebruik van aardgas voor de proceswarmte [Ecoinvent]. Het energieverbruik is belangrijk in vergelijking met de raffinageprocessen.

5.2.3.2 Variant 2: Vergelijking met productie en ge bruik van zwavelarme fossiele diesel De productie van fossiele diesel verschilt sterk met de productie van biodiesel. De milieu-impact van de productie van biodiesel uit enerzijds dierlijk vet cat.3 en anderzijds gerecycleerde GFVO wordt berekend. Hiervoor verwijzen we naar variant 1. Ook de milieu-impact van de productie van zwavelarme fossiele diesel wordt berekend.

Schema fossiele diesel:

transport raffinage transport gebruik in voertuig

energie

additieven

emissies

andere aardoliederivaten + -residu’s

emissies

winningruwe aardolie

Voor de productie van (zwavelarme) fossiele diesel worden gegevens over het productieproces uit de Ecoinvent database gebruikt [Ecoinvent].

De distributie van fossiele diesel enerzijds en biodiesel anderzijds naar de tankstations wordt niet in rekening gebracht. Er wordt van uitgegaan dat het om eenzelfde milieu-impact gaat.

De vraag is gesteld of het mengen van biodiesel en fossiele diesel geen belangrijke extra milieu-impact veroorzaakt. In recente LCA-gebaseerde studies waarbij biodiesel vergeleken wordt met fossiele diesel wordt hiermee geen rekening gehouden. Aan het mengen van de biodiesel en de fossiele diesel wordt geen milieu-impact toegekend. De VITO expert op gebied van biodiesel bevestigt deze aanname [Pelkmans L.]. Voor het mengen van biodiesel onder fossiele diesel, moeten beide producten gezamenlijk gemengd worden in de tanks. Dit hoeft daarom niet te betekenen dat de benodigde energie sterk toeneemt. Anderzijds is het mengen van biodiesel onder fossiele diesel (3-5%) niet zo eenvoudig. Om een homogene samenstelling in een tank te bekomen, dienen er voorzorgen genomen te worden: langere roertijd, high shear roerders). Er kan niet zomaar besloten worden dat deze extra handelingen een verwaarloosbaar energieverbruik hebben [R. Verhé]. Wegens gebrek aan kwantitatieve gegevens en voortgaande op de beschikbare literatuur en expertise, hebben we geen rekening gehouden met het energieverbruik voor het mengen van biodiesel onder fossiele diesel.

78

Bijkomend zijn er dan nog 2 verschillen tussen de scenario’s die bekeken moeten worden in het kader van een LCA-benadering:

1. Studies hebben aangetoond dat er wel een verschil is in de emissies ten gevolge van het verbruik van enerzijds biodiesel en anderzijds fossiele diesel. Daarom wordt de gebruiksfase mee in rekening gebracht.

2. Bij biodieselproductie ontstaat glycerol als bijproduct

Deze verschillen worden op de volgende manier benaderd in de berekening van de milieu-impact:

Emissies verbranding (bio-)diesel

De verbrandingsemissies van biodiesel verschillen lichtjes in vergelijking met fossiele diesel. Daarom wordt het gebruik van biodiesel en zwavelarme fossiele diesel mee opgenomen in het systeem bij de bepaling van de milieu-impact.

Er zijn literatuurgegevens beschikbaar over de verbranding van biodiesel op basis van dierlijk vet of gebruikte plantaardige olie. [Envirotox], [McDonald], [Van Gerpen], [Päivi 1], [Päivi 2] In het kader van deze vergelijking is het in de eerste plaats van belang om de relatieve emissies van biodiesel te kennen in vergelijking met zwavelarme fossiele diesel, niet om absolute meetresultaten te kennen voor de verbranding van biodiesel.

Voor deze studie maken we een inschatting van de relatieve emissies van de verbranding van biodiesel (5% bijmenging) ten opzichte van de gemiddelde emissies van de gemiddelde Vlaamse personenauto in 2006.

In het algemeen wordt vastgesteld dat het gebruik van biodiesel resulteert in lagere emissies van CO, TOC en roet/stof. Over de emissies van NOx zijn de conclusies verdeeld: ofwel liggen deze emissies iets hoger, ofwel zijn ze hetzelfde als bij gebruik van fossiele diesel. Deze conclusies gelden zowel voor biodiesel op basis van plantaardige olie als voor biodiesel op basis van afvalstoffen zoals dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO.

VITO werkt momenteel mee aan twee studies die deze problematiek onderzoeken: BIOSES en een Europees project Biofuel Cities. Specifieke emissiedata voor voertuigen die op biodiesel rijden worden verwacht over 1 of 2 jaar. Momenteel zijn er geen specifieke emissiefactoren voorhanden voor het gebruik van biodiesel in voertuigen. Deze emissies hangen verder ook af van het type voertuig.

In de VS werd in 2002 reeds een overzicht gemaakt van de trends in de emissies bij biodiesel bijmenging bij zwaar vervoer (trucks en bussen) [EPA]. Een gelijkaardige trend zou verondersteld kunnen worden voor personenwagens (dit is het onderwerp van testen bij BIOSES) [Pelkmans L.].

Op basis van deze trends worden de emissies van de gemiddelde Vlaamse personenauto in 2006 aangepast voor biodiesel. Het gaat dus om de emissies van de verbranding van biodiesel in een gemiddelde Vlaamse personenauto. In Vlaanderen zal enkel biodiesel verkrijgbaar zijn in een diesel/biodiesel mengsel. De emissies zijn berekend uitgaande van een bijmenging van 5%. De reële bijmenging in Vlaanderen is lager of zal lager zijn.

Biodiesel en fossiele diesel hebben verschillende eigenschappen op gebied van dichtheid en calorische inhoud. Deze verschillen zijn in rekening gebracht bij de

79

inschatting van de specifieke emissies van de verbranding van enerzijds biodiesel en anderzijds een equivalente hoeveelheid fossiele diesel (zwavelarm).

Figuur 7: Trends in de emissies bij biodiesel bijme nging

Glycerol als bijproduct

Bij de productie van biodiesel wordt ook glycerol geproduceerd (als bijproduct). Aangezien glycerol in de praktijk steeds een bijproduct is van een ander oleochemisch productieproces, is het niet aangewezen om vermeden emissies voor de geproduceerde glycerol in rekening te brengen.

De milieu-impacts worden toegewezen op basis van economische waarde van de verschillende producten (respectievelijk biodiesel en glycerol). Op die manier zijn de berekeningen consistent met de gebruikte LCI-gegevens van de andere vermeden processen, zoals de productie van plantaardige oliën.

Voor de basisanalyse zijn we ervan uitgegaan dat 100% van de milieu-impact toegekend mag worden aan de geproduceerde biodiesel. De hoeveelheid glycerol die geproduceerd wordt per ton geraffineerde olie is klein. Daarenboven is de waarde van glycerol het afgelopen jaar gemiddeld zeer laag geweest [R. Verhé]. Door een toenemende productie van biodiesel is er ook een sterke toename in de productie van glycerol, hetgeen de lage waarde van het product verklaart.

5.2.3.3 Transport Voor het transport van het dierlijk vet cat.3 of de gerecycleerde GFVO naar de biodieselfabriek wordt een gemiddelde transportafstand van 150 km (heen en terug) genomen.

Ook het transport van de koolzaadolie wordt in rekening gebracht. We gaan ook uit van 150 km (heen en terug).

80

5.2.4 Toepassing in mengvoeders

Dierlijk vet cat.3 kan rechtstreeks ingezet worden in de mengvoederindustrie en we gaan ervan uit dat geen bijkomende raffinage nodig is. [R. Verhé] [Desmet-Ballestra]

Voor het mengvoederscenario geldt, dat door de keuze van een volwaardig alternatieve plantaardige olie voor inzet in de mengvoederindustrie, de milieu-impact van het proces voor alle producten telkens dezelfde is, en dat de extra milieu-impact door het gebruik van dierlijk vet ten opzichte van de alternatieve (plantaardige) olie enkel bestaat uit de milieu-impact van de teelt en de raffinage van deze alternatieve plantaardige olie.

De alternatieve (plantaardige) olie voor dierlijk vet cat.3 voor inzet in de mengvoederindustrie is een mengsel van 50 % sojaolie en 50 % palmolie, beide telkens voor 80 % geraffineerd en voor 20 % ruw. Hiervoor baseren we ons enerzijds op gegevens van Bemefa [Bemefa] en anderzijds op de expertise van [Desmet-Ballestra].

5.2.4.1 Milieu-impact dierlijk vet categorie 3 Over de milieu-impact van het gebruik van dierlijk vet cat.3 in mengvoeders zijn geen gegevens bekend. Dierlijk vet is een additief (ongeveer 5 %) en geen grondstof. Naast een mogelijke milieu-impact (bijvoorbeeld ten gevolge van het verbruik van energie voor de verwarming van de vetten), zijn er aanwijzingen dat de toevoeging van vetten of oliën zorgt voor een vermindering van de stofemissies van de andere grondstoffen en in verminderde slijtage van de installaties. Hierover zijn enkel kwalitatieve gegevens beschikbaar. [Darling International] [Bemefa 2]

5.2.4.2 Geen extra voorbehandeling nodig voor dierl ijk vet categorie 3 We gaan ervan uit dat het verwerkte dierlijk vet cat.3, zoals geproduceerd door verwerkingsbedrijven van dierlijke bijproducten cat.3, rechtstreeks ingezet kan worden in de mengvoederindustrie. De aanwezigheid van fosforverbindingen, vrije vetzuren en eiwitten (zwavel en stikstof) vormen geen probleem voor de inzet van deze grondstoffen in de mengvoederproductie.[R. Verhé]

5.2.4.3 Milieu-impact palmolie en sojaolie (zie ook § 3.4.2 Productie van palmolie, sojaolie en koolzaadolie, pagina 37) Voor de plantaardige oliën wordt de productie van verse palmvruchten en sojabonen in rekening gebracht, evenals de productie van ruwe olie uit deze plantaardige producten. De nodige transportstappen worden eveneens in rekening gebracht. Hiervoor doen we beroep op de LCI-gegevens die gerapporteerd zijn in een recent Deens doctoraat [Schmidt]. Transport van de plantaardige olie vanuit het land van productie (Maleisië in geval van palmolie en Brazilië in geval van sojaolie) zijn ofwel overgenomen uit ofwel gebaseerd op de LCI-data uit de Deense studie.

Voor de raffinage van de ruwe olie gaan we uit van procesgegevens van [Desmet-Ballestra].

Ruwe palmolie wordt geproduceerd uit verse palmvruchten. Palmpitten zijn een bijproduct van dit proces. Hieruit wordt palmpitolie en schroot geproduceerd. Uit de rest van de palmvruchten wordt energie geproduceerd. Een deel wordt ook gebruikt voor de bemesting of de bedekking van de grond ter hoogte van de palmolieplantages. Deze worden intern gevaloriseerd. De milieu-impact van de productie van palmvruchten en de verwerking ervan tot palmolie en palmpitten wordt verdeeld op basis van de economische waarde van beide producten.

81

Hiervoor doen we beroep op recente exportprijzen van enerzijds ruwe palmolie en anderzijds palmpitten uit Maleisië [MPOB].

In geval van sojabonen, wordt ruwe sojaolie en sojaschroot geproduceerd. Het oliegehalte van sojabonen is relatief laag in vergelijking met andere energiegewassen. De milieu-impact van de verwerking van sojabonen tot sojaolie en sojaschroot wordt eveneens verdeeld over de beide producten op basis van de economische opbrengst. We hebben echter geen recente prijzen gevonden voor deze producten. De LCI-data uit de EcoInvent database [Ecoinvent] gaan uit van een verdeling van 28% van de impact naar de sojaolie en 72% naar het schroot. De prijzen van sojaolie en sojaschroot zijn de jongste tijd wel op verschillende wijze toegenomen: de prijs van sojaolie is in 2007 met 48% toegenomen ten opzichte van 2006 en de prijs van sojaschroot met 28% [Axcessnews]. Op basis van deze recente evolutie en de gebruikte opbrengsten aan olie en schroot, hebben we de verdeelsleutel omgerekend en komen we uit op 31% van de impact voor sojaolie en 69% voor sojaschroot.

De milieu-impact van het gebruik van palm- en sojaolie (geraffineerd en ruw) in mengvoeders is evenmin gekend. In de mengvoederindustrie worden allerlei vetbronnen ingezet. De omstandigheden (bijvoorbeeld temperatuur van opslag en leidingen) zijn standaard voor alle mogelijke vetbronnen. We gaan er dan ook van uit dat de inzet van een plantaardig alternatief dezelfde milieu-impact heeft als de inzet van dierlijk vet cat.3. [R. Verhé] [Desmet-Ballestra]

Ruwe palmolie is vloeibaar boven 37°C, terwijl dier lijk vet en palmolie fracties met een hogere verzadigingsgraad een hoger smeltpunt hebben. Ook sojaolie heeft een lager smeltpunt dan dierlijk vet. In principe zou minder energie nodig kunnen zijn voor de verwerking van ruwe palmolie in vergelijking met de alternatieven. Anderzijds is het aannemelijk dat de verschillende vetbronnen op eenzelfde standaardtemperatuur gehouden worden bij inzet in de mengvoederindustrie. In dat geval is het energieverbruik gelijk voor alle alternatieven. [R. Verhé] [Desmet-Ballestra]

5.2.4.4 Verminderde kwaliteit/productie van het vle es bij gebruik van plantaardige oliën De Danish Meat Association heeft onderzoek laten uitvoeren naar de invloed van het gebruik van plantaardige oliën of vetten op de kwaliteit van het geproduceerde vlees. De referentie voor dit onderzoek was het gebruik van varkensvet in de mengvoeders.

Alternatieven die uitgetest werden, zijn koolzaad-, palm- en sojaolie. Raapzaadolie zou bij varkens resulteren in een verminderde vleesproductie, in tegenstelling tot palmolie. Voor beide oliesoorten is er ook een negatieve impact vastgesteld op de kwaliteit en de smaak van het geproduceerde vlees. Raapzaadolie en sojaolie zijn heel onverzadigd in tegenstelling tot palmolie en varkensvet. Palmolie heeft daarom minder invloed op de vetsamenstelling van de varkens. Uit de testresultaten bleek ook nog dat de invloed van sojaolie beperkt bleef. De verwachte impact was veel hoger, uitgaande van de graad van onverzadiging van sojaolie. [Danishmeat]

Mogelijke verschillen in kwaliteit van het vlees in functie van de gebruikte vetbronnen kunnen niet meegenomen worden in een vergelijkende LCA-studie.

5.2.4.5 Transport Voor het transport van het dierlijk vet cat.3 naar de mengvoederfabriek wordt een gemiddelde transportafstand van 150 km genomen (heen en terug). Ook het

82

transport van de vermeden palmolie en sojaolie is ingeschat op basis van de gegevens van de Deense doctoraatstudie [Schmidt]. Het gaat om grotere transportafstanden per vrachtwagen en bijkomend transport over water. Er wordt uiteindelijk bespaard op transport door inzet van dierlijk vet cat.3 uit Vlaanderen in plaats van palm- en sojaolie.

5.2.5 Toepassing in de oleochemie

Ook voor het scenario ‘toepassing in de oleochemie’ zijn er 2 varianten, namelijk:

1. vetsplitsing

2. omestering

Beide toepassingen zijn mogelijk, zowel voor dierlijk vet cat.3 als voor gerecycleerde GFVO. In beide gevallen kunnen deze ingezet worden als alternatief voor plantaardige olie [Oleon] [Desmet-Ballestra] [R. Verhé].

Door de keuze van een volwaardig alternatieve plantaardige olie voor vetsplitsing en omestering volgens hetzelfde oleochemische proces, wordt de netto milieu-impact bepaald door de teelt van de plantaardige producten, de productie van plantaardige olie en de raffinageprocessen van enerzijds de afvalstoffen (dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO) en anderzijds de ruwe plantaardige olie. De milieu-impact van het proces zelf en van de gebruiksfase is voor alle producten telkens hetzelfde.

De vraag is gesteld naar de invloed van stoorelementen in dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO op de milieu-impact van de oleochemische processen en de daarop volgende gebruiksfase van de eindproducten [OVAM]. Indien aanwezig, worden deze verwijderd tijdens de voorbehandeling of zeker tijdens de distillatie van de vetzuren of de vetzuuresters na respectievelijk vetsplitsing en omestering [R. Verhé] [Desmet-Ballestra]. Indien aanwezig, gaat het om zeer lage concentraties (ppm). Daarom wordt de verwerking van deze afvalfracties niet meegenomen in de berekeningen. Hetzelfde geldt voor plantaardige oliën. Deze kunnen evenzeer stoorelementen bevatten die verwijderd worden tijdens de raffinage of tijdens de distillatie van de vetzuren of de vetzuuresters.

(Oleochemische producten kunnen soms ook petrochemische producten vervangen. Een voorbeeld is terug te vinden in Bijlage 2.)

5.2.5.1 Variant 1: vetsplitsing Aangezien vetsplitsing toegepast wordt om vetzuren te produceren, is een hoog gehalte vrije vetzuren geen probleem. Dit maakt dat een raffinagestap voor dierlijk vet en GFVO niet noodzakelijk is.

Palmoliestearine is een alternatieve (plantaardige) olie voor dierlijk vet cat.3 voor inzet in de vetsplitsing. Het uitgangspunt is dat dezelfde eindproducten, met dezelfde producteigenschappen en toepassingen, gemaakt kunnen worden op basis van (geraffineerde) palmoliestearine en dierlijk vet cat.3. [Oleon] onderschrijft deze aanname en besluit dat er procesmatig geen onderscheid gemaakt kan worden tussen de toepassing van enerzijds dierlijk vet cat.3 en anderzijds palmoliestearine. Beide producten worden vloeibaar gehouden bij een temperatuur van 70 °C. Dierlijk vet cat.3 wordt bij Oleon ingez et voor de vetzuurproductie

Voor gerecycleerde GFVO kunnen we geen gebruik maken van praktijkinformatie. Oleon gebruikt geen gerecycleerde GFVO. Daarom baseren we ons op de

83

gemiddelde samenstelling van frituurvetten en -oliën, of op de informatie die hieromtrent beschikbaar is. Een deel van de GFVO is van dierlijke oorsprong. Gemiddeld voor de huishoudens en de horeca zou het gaan om 36% van de GFVO. Hiervoor zijn we uitgegaan van de gemiddelde samenstelling van de verkochte frituurvetten en olie voor enerzijds de huishoudens en anderzijds de horeca [Valorfrit]. Daarnaast hebben we gebruik gemaakt van de ingezamelde hoeveelheden GFVO bij enerzijds huishoudens en anderzijds horeca [Valorfrit]. Dit gebruikte frituurvet van dierlijke oorsprong zorgt voor een uitsparing van palmoliestearine.

Voor plantaardige gerecycleerde GFVO gaan we ervan uit dat een mengsel van 50 % palmolie-oleïne en 50 % geraffineerde koolzaadolie wordt uitgespaard bij inzet in de vetsplitsing. Plantaardige frituurolie zou bestaan uit palmolie-oleïne, geraffineerde koolzaadolie of high oleic27 zonnebloemolie [R. Verhé]. Er zijn enkel gegevens beschikbaar voor palmolie-oleïne en geraffineerde koolzaadolie. We kennen niet het gemiddelde aandeel van deze plantaardige oliën in plantaardige frituurolie die in Vlaanderen gebruikt wordt. Daarom gaan we uit van een aandeel van 50% voor elk. Gemiddeld voor de huishoudens en de horeca zou 64% van de GFVO van plantaardige oorsprong zijn.

We gaan er opnieuw van uit dat er procesmatig geen onderscheid gemaakt kan worden tussen de toepassing van enerzijds gerecycleerde GFVO en anderzijds de plantaardige alternatieven met overeenkomstige vetzuursamenstelling.

5.2.5.2 Variant 2: omestering Dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO worden voor inzet in omestering gewassen met water en gedeodoriseerd [Desmet-Ballestra] [R. Verhé]. Voor dit proces moeten alle vrije vetzuren verwijderd worden uit de grondstoffen, net zoals voor de productie van biodiesel. In beide gevallen betreft het een omestering.

De alternatieve plantaardige oliën zijn voor omestering dezelfde als voor vetsplitsing, namelijk palmoliestearine voor dierlijk vet cat.3 en een mengsel van 32 % palmolie-oleïne, 32 % geraffineerde koolzaadolie en 36% palmoliestearine voor gerecycleerde GFVO.

Dit scenario is niet representatief voor Oleon in Vlaanderen, maar is technisch wel mogelijk.

5.2.5.3 Vergelijking milieu-impact geur dierlijk ve t cat.3, gerecycleerde GFVO en plantaardige alternatieven Een mogelijk verschil in milieu-impact tussen dierlijk vet cat.3 en palmoliestearine kan de geur zijn. Hetzelfde geldt voor gerecycleerde GFVO en de plantaardige alternatieven. De opslag van deze producten bij hoge temperaturen kan in bepaalde gevallen geurhinder veroorzaken. Het afwegen van het verschil in geurhinder is moeilijk en afhankelijk van de toepassingswijze. De gebruikte Eco-Indicator 99 methode [Goedkoop et al.] brengt geurhinder niet in rekening. Geraffineerde oliën zullen steeds een veel lagere geurhinder hebben dan niet-geraffineerde producten.[R. Verhé]

27 Zonnebloemolie met een hoog gehalte aan oleïnezuur (70-80%)

84

5.2.5.4 Vergelijking met mengvoederindustrie Globaal gezien worden er hogere eisen gesteld aan de zuiverheid van de grondstoffen in de oleochemie, vergeleken met de mengvoederindustrie. [R. Verhé]

Deze redenering gaat op voor de omestering en verdere omvorming. Daarom zouden grotendeels geraffineerde producten gebruikt worden van plantaardige en dierlijke oorsprong voor deze processen.

Voor vetsplitsing zijn de eisen niet noodzakelijk hoger voor de oleochemie in Vlaanderen dan voor de mengvoederindustrie in Vlaanderen.[R. Verhé]

5.2.5.5 Het gebruik van palmoliestearine en palmoli e-oleïne in plaats van ruwe palmolie In vergelijking met ruwe palmolie heeft stearine bijkomende reactiestappen ondergaan, hetgeen gepaard gaat met een potentieel extra milieu-impact. De stearine is de harde fractie van de palmolie. Hiervoor wordt de palmolie in twee fasen gescheiden bij een T van 20°C door middel van fractionering [Desmet-Ballestra] [R. Verhé]. We beschikken niet over kwantitatieve procesgegevens. Op basis van de procesbeschrijving kan echter wel besloten worden dat de milieu-impact van de fractionering heel beperkt is.

Voor dierlijk vet cat.3 gaan we ervan uit dat palmolie stearine wordt uitgespaard. Voor gerecycleerde GFVO gaan we ervan uit dat 32% palmolie-oleïne, 32% geraffineerde koolzaadolie en 36% palmoliestearine wordt uitgespaard.

De verdeling van de milieu-impact van de productie van palmolie over palmoliestearine en -oleïne gebeurt op basis van de economische opbrengst van beide producten. Uit 1 ton palmolie verkrijgen we 80% oleïne en 20% stearine. Oleïne heeft een hogere economische waarde dan stearine. Op basis van recente marktprijzen berekenen we een verdeelsleutel waarmee de milieu-impact kan berekend worden voor elk van beide producten [MPOB].

5.2.5.6 Transport Voor het transport van het dierlijk vet cat.3 of de gerecycleerde GFVO naar de oleochemische fabriek wordt een gemiddelde transportafstand van 150 km genomen. Ook het transport van de vermeden palmoliestearine en -oleïne is ingeschat op basis van de gegevens van de Deense doctoraatstudie [Schmidt]. Het gaat om grotere transportafstanden per vrachtwagen en bijkomend transport over water. Tenslotte brengen we het transport van de koolzaadolie in rekening gebracht. We gaan ook uit van 150 km (heen en terug).

Er wordt uiteindelijk bespaard op transport door inzet van dierlijk vet cat.3 of gerecycleerde GFVO uit Vlaanderen in plaats van palmoliestearine en -oleïne.

5.2.5.7 Overige aannames Voor ruwe palmolie en ruwe koolzaadolie verwijzen we naar de scenario’s mengvoederindustrie en biodieselproductie. Daar wordt aangegeven welke LCI-gegevens gebruikt worden. Voor de raffinage van dierlijk vet cat.3, gerecycleerde GFVO en de plantaardige oliën maken we gebruik van recente procesgegevens [Desmet-Ballestra].

85

5.3 Overzicht scenario’s voor de toepassing van dierlijk vet categorie 3 en gerecycleerde GFVO

Van de 5 toepassingen van dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO zijn er 2 opties waarvoor 2 varianten zullen doorgerekend worden.

Voor dierlijk vet cat.3 worden volgende scenario's geanalyseerd:

• Elektriciteitsproductie (monoverbranding)

• Stoomproductie

• Biodieselproductie:

o variant koolzaad

o variant fossiele diesel

• Oleochemie:

o variant vetsplitsing

o variant omestering

• Mengvoederindustrie.

Voor gerecycleerde GFVO gaat het grotendeels om dezelfde scenario's. Enkel het scenario mengvoederproductie wordt niet bekeken, aangezien deze optie niet relevant is binnen Vlaanderen.

milieu-impact van de toepassingsmogelijkheden voor dierlijk vet categorie 3 en gerecycleerde GFVO: basisanalyse

86

6.1 Inleiding In de volgende paragrafen worden de resultaten van de berekening van de netto milieu-impact van de geselecteerde toepassingen gerapporteerd en besproken, respectievelijk voor dierlijk vet cat.3 en voor gerecycleerde GFVO. De weging van de verschillende impactcategorieën maakt geen deel uit van dit onderzoek, omdat ISO (International Standards Organization) restricties oplegt wanneer vergelijkingen publiek worden bekend gemaakt. Volgens ISO mag de bespreking dan enkel gebeuren op niveau van de verschillende impactcategorieën afzonderlijk.

In deze studie wordt voor de karakterisering van de milieu-ingrepen de Eco-Indicator 99 methode [Goedkoop et al.] gebruikt. Deze methode wordt op Europees vlak breed toegepast en wordt door de meeste LCA-specialisten ervaren als een goed onderbouwde methode. De Eco-Indicator 99 methode [Goedkoop et al.] wordt uitgebreid beschreven in BIJLAGE 4, pagina 205. Voor de berekening van de milieu-impact werd de hiërarchische versie gekozen.

Deze methode definieert de volgende categorieën: schade aan menselijke gezondheid, ecosysteemkwaliteit en uitputting van grondstoffen, door verschillende milieueffecten op Europees niveau.

De schade aan menselijke gezondheid wordt uitgedrukt in Disability Adjusted Life Years (DALY’s). DALY’s worden veroorzaakt door o.a.:

• Schade aan de menselijke gezondheid door emissies van kankerverwekkende stoffen;

• Schade aan de luchtwegen, door emissies van organische stoffen;

• Schade aan de luchtwegen, door emissies van anorganische stoffen;

• Schade aan de menselijke gezondheid ten gevolge van het broeikaseffect (zoals malaria en andere vector gebonden ziekten, hartaanvallen).

Schade aan de menselijke gezondheid ten gevolge van de afbraak van de ozonlaag en ten gevolge van radioactieve straling worden niet mee in beschouwing genomen in deze studie. LCA-experts beschouwen de resultaten voor deze impactcategorieën niet meer als representatief voor de bestaande situatie. Daarom worden deze impactcategorieën niet bekeken in deze studie [VITO].

De schade aan de ecosysteemkwaliteit wordt uitgedrukt in Potentially Disappeared Fraction (PDF) per vierkante meter per jaar. Dit is een maat voor het verdwijnen van soorten in een ecosysteem. PDF’s worden veroorzaakt door o.a.:

• Emissies van toxische stoffen;

• Emissies van verzurende en vermestende stoffen;

• Landgebruik.

Uit het schademodel voor toxische stoffen volgt schade uitgedrukt in Potentially Affected Fraction (PAF). Op basis van wetenschappelijke literatuur is bepaald dat er tussen PAF en PDF een factor 10 verschil zit. Om de schade door verschillende milieueffecten vergelijkbaar te maken is toxische schade opgeschaald naar PDF.

6 LCA van de scenario’s voor de toepassing van dierlijk vet cat. 3 en gerecycleerde GFVO: basisanalyse

87

Uitputting van abiotische grondstoffen wordt uitgedrukt in MJ surplus energy. Dit staat voor de extra energie die in de toekomst nodig zal zijn voor de winning van die grondstof doordat de kwaliteit van de grondstofvoorraad afneemt. MJ surplus energy wordt veroorzaakt door o.a.:

• Gebruik van mineralen,

• Gebruik van fossiele brandstoffen.

De omrekeningsfactoren die gebruikt worden om de emissies van polluenten, de hoeveelheden landgebruik en hoeveelheden gebruikte ertsen of fossiele brandstoffen om te rekenen naar de overeenkomstige bijdrage tot de relevante impactcategorieën zijn toegevoegd in BIJLAGE 4.

Er wordt deels gebruik gemaakt van bestaande LCI-gegevens uit de Ecoinvent database [Ecoinvent]. Deze LCI-gegevens brengen meestal de indirecte impact van het gebruik van infrastructuur in rekening: gebruik van installaties, gebruik van loodsen, ... Het gaat dan om het gebruik van staal en andere materialen die nodig zijn om deze infrastructuur te produceren. Er wordt dan ingeschat hoeveel van deze materialen "verbruikt" worden per eenheid product, rekening houdend met de levensduur van de installaties en de gemiddelde productie per installatie. Voor de processen die in deze studie specifiek bekeken zijn, werd het gebruik van infrastructuur niet meegenomen. Om een scheeftrekking van de resultaten te vermijden28, werden de milieuprofielen berekend zonder rekening te houden met het gebruik van infrastructuur. De gebruikte software biedt deze mogelijkheid aan. Deze keuze is besproken met de LCA-experts op VITO [VITO]

6.2 Toepassing van dierlijk vet categorie 3

6.2.1 Milieuprofiel van de scenario's

De netto milieu-impact van de toepassingsmogelijkheden wordt weergegeven in Tabel 9. Deze tabel geeft de absolute resultaten per impactcategorie. Een grafische weergave van de resultaten is terug te vinden in Figuur 18, pagina 123. Op deze figuur wordt het scenario met de hoogste score op 100 gezet en de andere in percentages daarvan, impactcategorie per impactcategorie.

Omdat het moeilijk is om deze resultaten te interpreteren en te vergelijken, zijn de bijdragen tot de verschillende impactcategorieën bekeken in relatie tot een referentiewaarde: de schade veroorzaakt bij één Europeaan per jaar (Figuur 8). Deze resultaten zijn genormaliseerd volgens de Eco-indicator 99 methode [Goedkoop et al.].

Uit de resultaten blijkt dat geen van de onderzochte scenario’s voor alle impactcategorieën ofwel significant beter ofwel significant slechter scoort dan alle andere scenario's.

28 Doordat infrastructuur niet in rekening gebracht is in de milieu-impact van de verbranding van dierlijk vet categorie 3 in een elektriciteitscentrale (monoverbranding) of in een stoomketel, maar wel in de vermeden milieu-impact van de vermeden elektriciteitsproductie (Belgische mix) en de verbranding van aardgas in een stoomketel, kan dit een overschatting geven van de netto vermeden milieu-impact voor deze twee scenario's. Daarom is het beter om voor geen van de processen het gebruik van infrastructuur in rekening te brengen.

88

In § 6.2.2 Analyse van de resultaten per impactcategorie, pagina 91, bespreken we de resultaten per impactcategorie. Bij deze bespreking wordt ook aangegeven welke resultaten als significant verschillend kunnen worden beschouwd bij de interpretatie.

In § 6.2.3 Bespreking van de processen die de netto milieu-impact van de onderzochte toepassingen bepalen of beïnvloeden, pagina 119, wordt kort samengevat welke processen een bepalende of belangrijke bijdrage hebben tot de netto milieu-impact van de verschillende scenario’s. Tenslotte wordt een algemeen besluit omtrent deze basisanalyse geformuleerd in § 6.2.4 Besluit over de basisanalyse met betrekking tot de toepassing van dierlijk vet cat.3, pagina 124.

89

Tabel 9: Overzicht van de netto milieu-impact (of n etto milieuwinst) per impactcategorie van het gebru ik van dierlijk vet cat.3 volgens de 5 toepassingsmogelijkheden

Impactcategorie Eenheid Elektriciteitsproductie Sto omproductie Mengvoederindustrie Omestering Vetsplit sing Biodiesel (koolzaad)

Biodiesel (fossiel)

Carcinogens DALY -1,22E-05 -1,34E-06 -1,04E-03 -1,01E-03 -1,02E-03 7,88E-05 -1,08E-05

Resp. organics DALY -1,11E-06 -1,09E-06 -5,53E-07 -2,81E-07 -2,99E-07 -8,88E-07 2,18E-07

Resp. inorganics DALY -4,01E-04 1,63E-04 -9,83E-04 -1,36E-03 -1,38E-03 -1,10E-03 -2,25E-04

Climate change DALY -6,86E-04 -5,58E-04 -2,64E-04 -2,80E-04 -2,91E-04 -3,47E-04 -5,90E-04

Ecotoxicity PAF*m2yr -3,41E+01 -1,68E+00 -9,79E+02 -1,18E+03 -1,19E+03 -8,53E+03 -3,26E+01

Acidification/ Eutrophication PDF*m2yr -5,49E+00 1,34E+01 -6,12E+01 -9,27E+01 -9,40E+01 -1,33E+02 -4,08E+00

Land use PDF*m2yr -4,42E+00 -6,10E-02 -3,54E+03 -4,05E+03 -4,09E+03 -5,85E+03 1,26E-01

Minerals MJ surplus -9,29E-01 -7,51E-03 -1,91E-02 -1,71E-02 -1,98E-02 -5,60E-02 1,14E-01

Fossil fuels MJ surplus -5,90E+03 -6,63E+03 -7,45E+02 -4,72E+02 -5,60E+02 -1,12E+03 -4,97E+03

90

Figuur 8: Vergelijking van de genormaliseerde milie uprofielen van 5 toepassingsmogelijkheden van dierl ijk vet cat.3

-1,20

-1,00

-0,80

-0,60

-0,40

-0,20

0,00

0,20

Gen

orm

alis

eerd

e bi

jdra

ge

Elektriciteitsproductie Stoomproductie Mengvoederindustrie Omestering Vetsplitsing Biodiesel (koolzaad) Biodiesel (fossiel)

Carcinogens

Resp. Organics

Resp. Inorganics

Climate change

Ecotoxicity

Acidification/Eutrofication

Land use

Minerals

Fossil fuels

91

6.2.2 Analyse van de resultaten per impactcategorie

Het is niet toegelaten om de netto impact voor de verschillende impactcategorieën op te tellen tot één globale impact per toepassingsscenario. Het is enkel toegelaten om de scenario’s te vergelijken per impactcategorie. Enkel wanneer één scenario voor alle impactcategorieën significant beter of slechter scoort dan elk van de andere scenario’s, kan besloten worden dat het een beter of een slechter milieuprofiel heeft dan de anderen.

Tijdens de bespreking van de scenario’s afzonderlijk is belangrijk te weten of een proces een belangrijke bijdrage heeft tot een bepaalde impactcategorie of niet. Volgens ISO 14043 wordt het belang van de deelprocessen bepaald door de bijdrage (uitgedrukt in percentage) tot de totale milieu-impact van het onderzochte systeem. De criteria zijn:

A: bijdrage > 50 %: most important, significant influence;

B: 25 % < bijdrage ≤ 50 %: very important, relevant influence;

C: 10 % < bijdrage ≤ 25 %: fairly important, some influence;

D: 2,5 % < bijdrage ≤ 10 %: little important, minor influence;

E: bijdrage < 2,5 %: not important, negligible influence.

In onze bespreking hebben we ons niet strikt gehouden aan bovenstaande terminologie. Bovenstaande criteria zijn voornamelijk van belang bij een specifieke LCA, waarbij onderzocht wordt welke processtappen van belang zijn voor de totale milieu-impact van een systeem.

Wanneer de milieuprofielen van de verschillende scenario’s met elkaar vergeleken worden, zullen we de volgende vuistregel gebruiken om de significantie van de verschillen te bepalen:

• 20%: voor de goed gedefinieerde impactcategorieën uitputting mineralen, fossiele grondstoffen en broeikaseffect;

• 30% voor de impactcategorieën waar de methodologie nog niet zo goed onderbouwd is of nog onvolledig, dus voor het gecombineerde effect van verzuring/vermesting, ecotoxiciteit, kankerverwekkende effecten, respiratoire effecten door respectievelijk organische en anorganische stoffen en schade aan ecosystemen door landgebruik.

Wanneer het verschil in netto impact voor twee scenario’s kleiner is dan 20% of 30% (naargelang de impactcategorie) moet er van uitgegaan worden dat er geen verschil is tussen deze scenario’s voor de impactcategorie in kwestie.

6.2.2.1 Schade aan humane gezondheid veroorzaakt do or de emissies van kankerverwekkende stoffen Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 9. Er is geen verschil tussen de scenario’s elektriciteitsproductie, stoomproductie en de twee biodieselscenario’s voor wat betreft de impact op de menselijke gezondheid ten gevolge van de emissies van kankerverwekkende stoffen. Anderzijds is er evenmin verschil tussen het mengvoederscenario en de beide scenario’s met betrekking tot gebruik in de oleochemie (omestering en vetsplitsing). Deze laatste drie scenario’s scoren echter wel significant beter dan de eerste vier scenario’s.

92

-0,0012 -0,001 -0,0008 -0,0006 -0,0004 -0,0002 0 0,0002DALY

Biodiesel (fossiel)

Biodiesel (koolzaad)

Vetsplitsing

Omestering

Mengvoederindustrie

Stoomproductie

Elektriciteitsproductie

Figuur 9: Schade aan menselijke gezondheid veroorza akt door emissies van kankerverwekkende stoffen

Het scenario elektriciteitsproductie : 3 deelprocessen leveren een bijdrage aan de milieu-impact: de raffinage, de verbranding van het dierlijk vet en het transport van het dierlijk vet naar de installatie. Anderzijds zijn er uitgespaarde emissies ten gevolge van de recuperatie van warmte en de productie van elektriciteit. Een klein deel van de gerecupereerde warmte en van de geproduceerde elektriciteit wordt intern gebruikt, voor de raffinage van het dierlijk vet.

Het scenario zorgt voor een netto milieuwinst voor de impactcategorie kankerverwekkende emissies. Als we kijken naar de grootte van de impacts, dan blijkt dat de impact van de verbrandingsemissies van de dieselmotoren (emissies van zware metalen) slechts enkele procenten bedraagt ten opzichte van de totale netto vermeden impact ten gevolge van warmterecuperatie en elektriciteitsproductie. De bijdrage van het transport van het dierlijk vet naar de installatie is zelfs nog minder groot.

Kijken we naar de netto vermeden impact, dan is deze voor meer dan 95% afkomstig van de vermeden elektriciteitsproductie (arseenemissies naar water en cadmiumemissies naar bodem) en voor minder dan 5% van de warmterecuperatie (arseen- en cadmiumemissies naar het water). In vergelijking met de recyclagescenario’s (mengvoeder en oleochemie) gaat het om een zeer kleine netto milieuwinst.

Het is de netto vermeden impact die we besproken hebben voor de energierecuperatie. Het verbruik van elektriciteit en warmte (en fosforzuur), nodig voor de raffinage van het dierlijk vet cat.3, is hierbij in mindering gebracht. Voor de raffinage zelf is een beperkt energieverbruik nodig. Uitgedrukt naar primair energieverbruik29, gaat het om minder dan 1,5% van de energie-inhoud van het

29 Waarbij het elektriciteitsverbruik wordt vermenigvuldigd met 2,5.

93

dierlijk vet cat.3 dat effectief verbrand wordt in de dieselmotor. De raffinage van het dierlijk vet cat.3 heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage.

Het scenario stoomproductie : voor dit scenario is er geen impact ten gevolge van de verbranding van dierlijk vet cat.3 in de stoomketel. Voor dit scenario is geen extra transportstap nodig, aangezien er van uitgegaan wordt dat het dierlijk vet verbrand wordt op het bedrijf waar het geproduceerd is. De vermeden impact ten gevolge van de warmterecuperatie (stoomproductie) is een netto impact. De warmte en de elektriciteit die nodig zijn om het vet te wassen zijn hierbij in mindering gebracht. Het gaat evenwel om een zeer gering energieverbruik: omgerekend naar primair energieverbruik29, gaat het om slechts 0,6% van de veronderstelde calorische inhoud van het dierlijk vet cat.3. De impact voor deze categorie wordt dus bepaald door de netto vermeden emissies van stoomproductie in een aardgasketel. Analyse van de resultaten toont aan dat de emissies van kankerverwekkende stoffen toe te schrijven zijn aan het gebruik van elektriciteit tijdens de levenscyclus van aardgas (van aardgaswinning tot en met transport en distributie en afvalverwerking). Het wassen van het dierlijk vet cat.3 heeft voor deze impactcategorie geen significante bijdrage.

In vergelijking met de recyclagescenario’s gaat het om een zeer kleine netto milieuwinst.

Biodiesel (koolzaad): dit scenario gaat ervan uit dat biodiesel uit dierlijk vet cat.3 zorgt voor een uitsparing van biodiesel uit koolzaadolie. Alvorens biodiesel te produceren, worden zowel het dierlijk vet als de koolzaadolie (ruwe) geraffineerd. In geval van dierlijk vet gaat het om wassen en deodoriseren (vrije vetzuren verwijderen). In geval van ruwe koolzaadolie gaat het om ontslijmen/bleken en deodoriseren. Er is weinig verschil in de milieu-impact van beide raffinageprocessen. In geval van koolzaadolie, is er een bijkomende input van (een kleine hoeveelheid) fosforzuur. Het eigenlijke productieproces voor beide grondstoffen is identiek. Het transport van enerzijds dierlijk vet en anderzijds koolzaadolie is eveneens (zo goed als) gelijk. Daarom wordt de impact van dit scenario grotendeels bepaald door de vermeden impact van de teelt van koolzaad en de daaropvolgende productie van ruwe koolzaadolie uit het koolzaad.

Voor de teelt van koolzaad baseren we ons op LCI-data uit een recente Deense LCI-studie over de productie van plantaardige olie [Schmidt]. Enerzijds hebben we deze data aangepast met betrekking tot het gebruik van dierlijke mest, zodat ze meer overeenkomen met de Vlaamse situatie. Anderzijds gaat de Deense studie ervan uit dat een deel van de gewasresten van het veld gehaald worden en gebruikt worden in een energiecentrale, voor de productie van hernieuwbare energie. Omdat er niet direct aanwijzigen zijn dat dit een gangbare praktijk is in Vlaanderen, zijn we ervan uitgegaan dat de gewasresten niet gevaloriseerd worden. Deze aannames is besproken met [OVAM]. Voor palmolie (scenario mengvoederproductie en oleochemie) wordt een groot deel van de nodige energie wel geproduceerd uitgaande van de resten van de verwerkte palmvruchten. Energetische valorisatie van de gewasresten van het koolzaad zou zeker een invloed hebben op het milieuprofiel van dit scenario.

De vermeden impact wordt bepaald door de emissies van cadmium naar de bodem bij de koolzaadproductie. Het gaat om emissies naar landbouwgrond. Volgens de gebruikte LCI-data [Schmidt] wordt door het koolzaad meer cadmium uit de bodem gehaald dan er wordt aangebracht via de meststoffen (dierlijke mest en kunstmeststoffen). Hierdoor wordt een milieuwinst bekomen door koolzaad te

94

telen en oogsten. Door dit proces te vermijden, verkrijgen we een netto milieu-impact en niet langer een milieuwinst. De productie van koolzaadolie uit koolzaad resulteert niet in een significante bijdrage tot de totale netto milieu-impact.

Biodiesel (fossiele diesel): dit scenario gaat ervan uit dat biodiesel van dierlijk vet cat.3 zorgt voor een uitsparing van fossiele diesel (zwavelarme diesel). Opnieuw wordt het dierlijk vet cat.3 geraffineerd alvorens biodiesel te produceren. Het productieproces is volgens deze aannames volledig verschillend van het productieproces van zwavelarme fossiele diesel. Volgens deze aanname wordt voor dierlijk vet cat.3 een extra transportstap in rekening gebracht, die verschilt van het transport van fossiele diesel. Tenslotte zorgt het gebruik van biodiesel voor verschillende emissies naar de lucht in vergelijking met zwavelarme fossiele diesel. Deze emissies worden, voor zover ze verschillend zijn, in rekening gebracht. De milieu-impact ten gevolge van de distributie van de brandstoffen naar de tankstations en ter hoogte van de tankstations wordt gelijk verondersteld voor beide brandstoffen en wordt daarom niet in rekening gebracht.

Als we kijken naar de milieu-impact van de productie van biodiesel (exclusief de transportstap en de gebruiksfase), zien we dat meer dan 97% (ongeveer 14% van methanol en ongeveer 83% van NaOH) van de impact door kankerverwekkende emissies het gevolg is van het gebruik van natriumhydroxide en methanol tijdens de productie van biodiesel. NaOH en methanol zijn in rekening gebracht voor de productie van Natriummethylaat, dat gebruikt wordt als katalysator voor de omestering. Methanol is nodig voor de vorming van methylesters uit het dierlijk vet. Deze impact is voor een groot deel toe te schrijven aan het gebruik van elektriciteit tijdens de productie van deze additieven of grondstoffen van additieven. De impact van het raffinageproces van het dierlijk vet cat.3 is eveneens zeer beperkt. Als we kijken naar het elektriciteits- en stoomverbruik voor raffinage, omgezet naar primair energieverbruik29, dan gaat het om minder dan 1,5% van de energie-inhoud van het dierlijk vet cat.3 dat effectief omgezet wordt naar biodiesel.

De impact van biodieselproductie is echter klein in vergelijking met de impact van de productie van fossiele zwavelarme diesel. Het gaat om de emissies van kankerverwekkende stoffen vanaf de winning van aardolie tot en met de regionale opslag van de zwavelarme diesel.

De gebruiksfase zorgt uiteindelijk voor een belangrijke bijdrage tot de totale netto impact. De emissies van het gebruik van biodiesel zorgen voor ongeveer 23% van de totale impact van de biodieselketen (voor zover deze in rekening is gebracht). Voor zwavelarme fossiele diesel gaat het om 44% van de totale impact van de productie- en gebruiksketen (voor die processen die in rekening gebracht zijn). Het gaat in beide gevallen om de uitstoot van roetdeeltjes. Deze uitstoot is hoger bij gebruik van fossiele diesel dan bij gebruik van biodiesel.

Ook voor dit scenario is de netto milieuwinst zeer klein in vergelijking met de scenario’s mengvoeder en de oleochemie (omestering en vetsplitsing).

Mengvoeder: dit scenario gaat ervan uit dat het gebruik van dierlijk vet cat.3 in mengvoeders zorgt voor een uitsparing van plantaardige olie (sojaolie en palmolie). Voor beide oliesoorten gaat het om een mengsel van 20% ruwe en 80% geraffineerde olie. Dierlijk vet cat.3 ondergaat geen extra raffinage of voorbehandeling alvorens ingezet te worden in de mengvoederindustrie. Er is wel een extra transportstap nodig om het dierlijk vet naar de mengvoederfabrikant te brengen. Ook voor de plantaardige olie is transport nodig: de sojaolie wordt getransporteerd met de vrachtwagen van de fabriek in Brazilië naar de haven, vervolgens met een tanker tot Europa en tenslotte met de vrachtwagen tot de

95

mengvoederfabriek. Voor palmolie geldt een gelijkaardig traject, vertrekkende vanuit Maleisië. We gaan ervan uit dat de toepassing van dierlijk vet cat.3 en plantaardige olie in mengvoeders resulteert in dezelfde milieu-impact. We hebben deze niet gekwantificeerd. De bespreking van de resultaten beperkt zich daarom tot de processen die voorafgaan aan de productie van mengvoeders.

Voor dit scenario gaat het, buiten een extra transport van het dierlijk vet cat.3 naar de mengvoederfabriek, louter om vermeden emissies ten gevolge van de uitsparing van al dan niet geraffineerde sojaolie en palmolie. Omdat ook voor de plantaardige oliën extra transport in rekening is gebracht tot aan de mengvoederfabriek en omdat het hierbij gaat om transport vanuit enerzijds Brazilië en anderzijds Maleisië, is de netto impact van deze transportstap eveneens een netto milieuwinst.

De vermeden impact ten gevolge van de emissies van kankerverwekkende stoffen is in het geval van uitgespaarde palmolie voor meer dan 99% toe te schrijven aan emissies van metalen naar de bodem. Het gaat voornamelijk om cadmium en bijkomend om arseen die via meststoffen terechtkomen in de bodem. In het geval van sojaolie zijn de vermeden emissies van cadmium naar de landbouwgrond verantwoordelijk voor zo goed als 100% van de vermeden impact. De vermeden impact ten gevolge van het uitsparen van palmolie is ongeveer even groot als de vermeden impact ten gevolge van het uitsparen van sojaolie. De raffinage van de plantaardige oliën heeft voor deze impactcategorie geen invloed.

De bijdrage van het transport van enerzijds het dierlijk vet cat.3 en anderzijds de plantaardige olie is te verwaarlozen.

Oleochemie (vetsplitsing en omestering): deze scenario’s gaan ervan uit dat dierlijk vet cat.3 wordt ingezet in de oleochemie voor de productie van ofwel vetzuren (vetsplitsing) ofwel methylesters (omestering).

Voor de inzet van dierlijk vet cat.3 gaan we ervan uit dat palmoliestearine wordt uitgespaard. Palmoliestearine wordt geproduceerd uit geraffineerde palmolie. Het fractioneren van geraffineerde palmolie is niet meegenomen in het milieuprofiel. Er wordt van uitgegaan dat de impact verwaarloosbaar is. Naast stearine wordt ook oleïne geproduceerd. Palmolie oleïne heeft een grotere economische waarde dan stearine. Daarom wordt een kleiner deel van de impact toegewezen aan stearine dan aan oleïne. Dit resulteert in iets lagere vermeden emissies ten gevolge van de uitsparing van stearine dan ten gevolge van de uitsparing van palmolie of geraffineerde palmolie.

Om het dierlijk vet cat.3 naar de oleochemische fabriek te brengen, is een extra transportstap nodig. Ook voor de palmolie is extra transport nodig. Deze wordt geproduceerd in Maleisië, moet ginds met een vrachtwagen naar de haven gebracht worden en na aankomst in de haven hier verder naar de oleochemische fabriek gebracht worden..

Voor dit scenario gaat het, buiten een extra transport van het dierlijk vet naar de oleochemische fabriek, louter om vermeden emissies ten gevolge van de uitsparing van geraffineerde palmolie. Omdat ook hiervoor het transport in rekening is gebracht tot aan de mengvoederfabriek en omdat het hierbij gaat om transport vanuit Maleisië, is de netto impact van deze transportstap ook een netto milieuwinst.

Vetzuren worden geproduceerd door middel van vetsplitsing. Hiervoor moet het dierlijk vet cat.3 niet extra voorbehandeld of geraffineerd worden. Ongewenste

96

stoffen komen terecht in het distillatieresidu’s. Omdat er maximaal ppms aan stoorstoffen aanwezig zijn in het dierlijk vet cat.3, wordt de verwerking van deze residu’s niet meegenomen in de berekening van het milieuprofiel. De procesemissies van de oleochemische processen worden verder gelijk verondersteld. De processen zelf worden daarom niet gekwantificeerd. De bespreking van de resultaten beperkt zich daarom tot de processen die voorafgaan aan de oleochemie.

Vetzuuresters worden geproduceerd door middel van een omestering. Hiervoor is wel een voorbehandeling van het dierlijk vet cat.3 nodig. Het wordt gewassen en de vrije vetzuren worden verwijderd. Dezelfde eisen worden gesteld als voor de productie van biodiesel. Opnieuw kunnen potentieel ongewenste stoffen terechtkomen in distillatieresidu’s en wordt de verwerking van deze residu’s niet meegenomen in de berekening van het milieuprofiel.

We gaan ervan uit dat de inzet van dierlijk vet cat.3 en palmoliestearine in de oleochemie resulteert in dezelfde milieu-impact. We hebben deze niet gekwantificeerd. De bespreking van de resultaten beperkt zich daarom tot de processen die voorafgaan aan de toepassing in de oleochemie.

De resultaten voor beide scenario’s zijn nagenoeg gelijk aan elkaar. Het enige verschil is de extra raffinage van het dierlijk vet cat.3 voor omestering. Dit brengt een kleine extra milieu-impact mee ten gevolge van het energiegebruik (elektriciteit en stoom) raffinageproces. Voor omestering wordt daarenboven een kleinere hoeveelheid palmoliestearine uitgespaard omdat de vrije vetzuren verwijderd worden uit het dierlijk vet en we uitgaan van een vervanging van 989 kg palmoliestearine en niet 1000 kg palmoliestearine. We bespreken echter alleen de resultaten van het scenario vetsplitsing en geven aan dat de vermeden impact voor het scenario omestering steeds iets lager is dan voor vetsplitsing. Het zou te omslachtig zijn om beide scenario’s apart te bespreken.

De vermeden impact ten gevolge van de emissies van kankerverwekkende stoffen is in het geval van uitgespaarde palmolie voor meer dan 99% toe te schrijven aan emissies van metalen naar de bodem. Het gaat voornamelijk om cadmium en bijkomend om arseen die via meststoffen terechtkomen in de bodem. Deze impact bepaalt volledig de netto milieuwinst voor vetsplitsing. De raffinage van de palmolie heeft voor deze impactcategorie geen invloed. Voor omestering is het resultaat nagenoeg gelijk (1% lagere netto milieuwinst in geval van omestering). Er is ook geen significante bijdrage van het netto uitgespaarde transport.

6.2.2.2 Schade aan luchtwegen veroorzaakt door de e missies van organische stoffen Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 10. Er is geen verschil tussen de scenario’s elektriciteitsproductie, stoomproductie en het biodieselscenario (koolzaad) voor wat betreft de impact op de luchtwegen ten gevolge van de emissies van organische stoffen. De milieuwinst is wel significant groter dan de netto milieu-impact van de andere 4 scenario’s. De milieuwinst van het mengvoederscenario is dan weer significant groter dan deze van het biodieselscenario (fossiel). Er is echter geen verschil met de oleochemische scenario’s (omestering en vetsplitsing). De milieuwinst van deze twee recyclagescenario’s is wel significant verschillend van de milieuwinst van het biodieselscenario (fossiel).

97

-0,0000012 -0,000001 -0,0000008 -0,0000006 -0,0000004 -0,0000002 0 0,0000002 0,0000004

DALY

Biodiesel (fossiel)


Vetsplitsing

Omestering

Mengvoederindustrie

Stoomproductie


Figuur 10: Schade aan luchtwegen veroorzaakt door d e emissies van organische stoffen

Elektriciteitsproductie: de impact van de verbrandingsemissies (VOS-emissies) ter hoogte van de dieselmotoren bedraagt slechts enkele procenten ten opzichte van de grootte van de vermeden emissies. De vermeden emissies worden veroorzaakt door het gebruik van aardgas (de ganse levenscyclus): methaan, ethaan, propaan en butaan. Het gaat om de netto milieuwinst: de milieu-impact tengevolge van het gebruik van aardgas (voor stoom en elektriciteit), nodig voor de raffinage van het dierlijk vet cat.3, is in mindering gebracht.

De vermeden emissies zijn gelijkaardig, of het nu gaat om warmterecuperatie of elektriciteitsproductie. In het laatste geval gaat het om het gebruik van aardgas voor de productie van elektriciteit. De warmterecuperatie zorgt voor meer dan 60% van de uitgespaarde emissies, de elektriciteitsproductie voor minder dan 40%. Transport van het dierlijk vet zorgt voor 4% extra milieu-impact bovenop de netto milieuwinst van het proces. De raffinage van het dierlijk vet cat.3 heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage.

Stoomproductie: tijdens de verbranding van dierlijk vet cat.3 in de stoomketel worden VOS geëmitteerd. Deze hebben echter geen significante bijdrage tot de netto milieu-impact. Ze zijn 10 keer lager dan de VOS-emissies ten gevolge van de verbranding van aardgas in een stoomketel. Ook deze emissies zijn echter niet bepalend voor de netto milieu-impact. De netto milieuwinst wordt bepaald door de behandeling (sweetening) en de winning van aardgas. Het wassen van het dierlijk vet cat.3 heeft voor deze impactcategorie geen significante bijdrage.

Biodiesel (koolzaad): De belangrijkste bijdrage tot de milieu-impact is de emissie van methanol. Aangezien we hier uitgaan van een uitsparing van biodiesel uit koolzaadolie, valt deze bijdrage weg. Ook de impact van de transportstap wordt gecompenseerd door het transport van ruwe koolzaadolie.

98

De netto milieuwinst wordt grotendeels bepaald door de extra milieu-impact ten gevolge van de productie van ruwe koolzaadolie. Enerzijds zijn er vermeden emissies van hexaan tijdens de productie van ruwe koolzaadolie uit koolzaad. Anderzijds zijn er VOS-emissies ten gevolge van het gebruik van landbouwwerktuigen, ten gevolge van transport van meststoffen en andere additieven. Deze totale vermeden impact bedraagt 27% ten opzichte van de totale geïnventariseerde milieu-impact van de productie van biodiesel uit koolzaad (exclusief transport koolzaadolie).

Biodiesel (fossiel): voor de productie van biodiesel uit dierlijk vet cat.3 zorgen de methanolemissies ter hoogte van het biodieselproces voor de enige belangrijke impact. Deze emissies (2,22 10-6) zijn van dezelfde grootteorde als de vermeden emissies ten gevolge van de productie en het gebruik van fossiele diesel (zwavelarme) (1,94 10-6), maar ze zijn wel groter. Hierdoor verkrijgen we een netto milieu-impact (2,18 10-7) voor dit scenario, die ± 10 keer kleiner is dan de impact ten gevolge van de methanolemissies.

De vermeden impact van de productie van zwavelarme diesel en het gebruik ervan in een voertuig (voor die processen die in rekening gebracht zijn) bestaat voor ca. 25% uit voertuigemissies, voor ca. 40% uit VOS-emissies van het aflaten van natuurlijk gas tijdens de winning van aardolie, voor bijna 20% uit VOS-emissies tijdens de winning van aardolie en voor bijna 10% uit VOS-emissies tijdens de raffinage van aardolie in een raffinaderij.

Voor de gebruiksfase gaan we ervan uit dat de VOS-emissies negatief zijn: bijmenging van biodiesel zorgt voor een meer dan proportionele reductie van de VOS-emissies van fossiele diesel. Deze negatieve VOS-emissies zorgen voor een impact die van dezelfde grootteorde is als de netto milieu-impact die voor dit scenario bekomen wordt.

De impact van het transport van dierlijk vet cat.3 bedraagt ongeveer 2,5% ten opzichte van de impact van het biodieselproces of ten opzichte van de vermeden impact van de productie en het gebruik van fossiele diesel.

Mengvoederindustrie: de vermeden impact ten gevolge van het uitsparen van sojaolie (55%) is veel groter dan de vermeden impact ten gevolge van het uitsparen van palmolie (16%). De verklaring vinden we bij de productie van ruwe olie uit sojabonen. Dit gebeurt via extractie, gebruik makend van hexaan. Het zijn de emissies van hexaan die zorgen voor een belangrijke vermeden impact. Deze emissies zijn verantwoordelijk voor 23% van de totale vermeden impact.

Hexaanemissies zorgen voor bijna 45% van de impact van de productie van ruwe sojaolie. Transport van de sojabonen en andere grondstoffen, is verantwoordelijk voor een bijkomende 20% van de impact. De teelt van sojabonen zorgt dan weer voor 35% van de impact op de luchtwegen door emissies van organische stoffen ten gevolge van de productie van ruwe sojaolie. Als we naar de teelt van sojabonen kijken, dan blijkt het transport van kunstmeststoffen en andere benodigde inputmaterialen opnieuw te zorgen voor een belangrijke impact (65% van de totale impact van de teelt van sojabonen). Transport van grondstoffen gebeuren hier over verre afstanden in vergelijking met de teelt van koolzaad in Vlaanderen. Daarnaast zorgt het gebruik van landbouwwerktuigen voor een bijkomende 15% van de impact. De raffinage van de sojaolie heeft een zeer beperkte impact (enkele procenten op de ganse keten). Deze impact speelt mee voor 80% van de vermeden impact ten gevolge van de inzet van sojaolie. 20% van de vermeden sojaolie is ruwe olie.

99

Als we kijken naar de productie van ruwe palmolie, dan blijkt dat bijna 50% van de impact terug te brengen is tot de productie van verse palmvruchten. Deze impact komt van het gebruik van kunstmeststoffen (de productie ervan) (64%), het transport van kunstmeststoffen en andere inputmaterialen en het gebruik van landbouwwerktuigen (samen goed voor 35%). Onder de kunstmeststoffen komt het grootste deel van de emissies van ammoniumsulfaat. Tijdens het productieproces worden aanzienlijke VOS-emissies geëmitteerd.

Ongeveer 50% van de impact ten gevolge van de productie van ruwe palmolie komt van de productie van ruwe palmolie zelf. De biomassa van de verse palmvruchten wordt verbrand voor de productie van elektriciteit en stoom. Tijdens deze verbranding komen VOS-emissies vrij die verantwoordelijk zijn voor het grootste deel van deze impact (80%). 20% komt van de verbranding van stookolie voor de opstart van de elektriciteitscentrale op biomassa. De LCA-studie van EMPA [Zah et al.], waarin milieuprofielen berekend worden van uiteenlopende biobrandstoffen, veronderstelt eveneens dat het gros van de nodige energie voor het productieproces gerecupereerd wordt uit de resten van de verse palmvruchten. Ze besluiten eveneens dat hierdoor weinig fossiele brandstoffen nodig zijn. De raffinage van palmolie is goed voor bijna 10% van de impact op de ganse productieketen. Het gaat voornamelijk om indirecte emissies verbonden met de stoomproductie op basis van lichte stookolie: emissies van VOS tijdens de winning van ruwe aardolie. Deze impact speelt mee voor 80% van de vermeden impact ten gevolge van de inzet van palmolie. 20% van de vermeden palmolie is ruwe olie.

Voor de impact op de luchtwegen ten gevolge van emissies van organische stoffen draagt het transport van dierlijk vet en plantaardige oliën wel bij tot de netto milieuwinst. De netto milieuwinst ten gevolge van het vermeden transport bedraagt 29% van de totale milieuwinst voor dit scenario. Emissies van organische stoffen in geval van vrachtwagenvervoer komen voor 60% van het rijden zelf en voor 40% van de productie van fossiele diesel (startende van bij de winning van aardolie).

Oleochemie (vetsplitsing en omestering): De vermeden impact ten gevolge van het uitsparen van palmoliestearine staat voor ± 60% van de totale vermeden impact voor het scenario vetsplitsing. De overige 40% komt van het vermeden transport door het gebruik van Vlaams dierlijk vet in plaats van palmolie uit Maleisië.

Als we kijken naar de productie van ruwe palmolie, dan blijkt dat bijna 50% van de impact terug te brengen is tot de productie van verse palmvruchten. Deze impact komt van het gebruik van kunstmeststoffen (de productie ervan) (64%), transport van kunstmeststoffen en andere inputmaterialen en het gebruik van landbouwwerktuigen (samen goed voor 35%). %). Wat de productie van kunstmeststoffen betreft, komt het grootste deel van de emissies van ammoniumsulfaat. Tijdens het productieproces worden aanzienlijke VOS-emissies geëmitteerd.

Ongeveer 50% van de impact van de productie van ruwe palmolie komt van de productie van ruwe palmolie zelf. De biomassa van de palmvruchten wordt verbrand voor de productie van elektriciteit en stoom. Tijdens deze verbranding komen VOS-emissies vrij die verantwoordelijk zijn voor het grootste deel van deze impact (80%). 20% komt van de verbranding van stookolie voor de opstart van de elektriciteitscentrale op biomassa. De raffinage van palmolie is goed voor bijna 10% van de impact op de ganse productieketen. Het gaat voornamelijk om indirecte emissies verbonden met de stoomproductie op basis van lichte stookolie: emissies van VOS tijdens de winning van ruwe aardolie.

100

Voor omestering is de netto milieuwinst 6% lager. Het verschil is gedeeltelijk te wijten aan de raffinage van het dierlijk vet cat.3 (gebruik van stoom op basis van aardgas) en gedeeltelijk te wijten aan de lagere hoeveelheid palmoliestearine die vermeden wordt (989 kg voor omestering ten opzichte van 1000 kg voor vetsplitsing).

6.2.2.3 Schade aan luchtwegen veroorzaakt door de e missies van anorganische stoffen Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 11. Er is geen verschil tussen de oleochemische scenario’s (vetsplitsing en omestering), het mengvoederscenario en het biodieselscenario (koolzaad) voor wat betreft de impact op de luchtwegen ten gevolge van de emissies van anorganische stoffen. De netto milieuwinst is wel significant groter dan de netto milieu-impact van de andere 3 scenario’s. Het scenario elektriciteitsproductie scoort significant beter dan het scenario stoomproductie, maar niet dan het scenario biodiesel (fossiel). Er is tenslotte ook geen verschil tussen het biodieselscenario (fossiel) en het scenario stoomproductie.

-0,0016 -0,0014 -0,0012 -0,001 -0,0008 -0,0006 -0,0004 -0,0002 0 0,0002 0,0004DALY

Biodiesel (fossiel)


Vetsplitsing

Omestering

Mengvoederindustrie

Stoomproductie


r

Figuur 11: Schade aan luchtwegen veroorzaakt door d e emissies van anorganische stoffen

Elektriciteitsproductie: de anorganische verbrandingsemissies ter hoogte van dieselmotoren bestaan voor 85% uit NOx-emissies en verder uit emissies van stof, NH3 en SO2. Deze totale milieu-impact is qua grootte ongeveer de helft van de vermeden impact ten gevolge van elektriciteitsproductie en is ongeveer dubbel zo groot als de vermeden impact ten gevolge van warmterecuperatie. Het grotere belang van de vermeden impact van de elektriciteitsproductie is te verklaren door de grotere impact van de stofemissies in vergelijking met de elektriciteitsproductie uit dierlijk vet cat.3 of de vermeden warmteproductie op basis van aardgas (stoomketel op aardgas).

101

De impact van de transportstap voor het dierlijk vet bedraagt 2.5% van de grootte van de netto milieuwinst van het proces. De raffinage van het dierlijk vet cat.3 heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage.

Stoomproductie: voor dit scenario is er een netto impact. De verbrandingsemissies (NOx) van dierlijk vet cat.3 in een stoomketel zijn groter dan de vermeden emissies van de verbranding van aardgas in een stoomketel (inclusief de vermeden emissies ten gevolge van de winning, behandeling en transport van aardgas). Emissies van stof en SO2 hebben een lagere impact en zijn niet bepalend voor de netto impact. Het wassen van het dierlijk vet cat.3 heeft voor deze impactcategorie geen significante bijdrage.

Biodiesel (koolzaad) : de raffinage van ruwe koolzaadolie en de productie van biodiesel uit geraffineerde koolzaadolie zorgen voor 6% van de totale vermeden impact van de productie van biodiesel uit koolzaad (van de processen die in rekening gebracht zijn in deze berekening). De raffinage van ruwe koolzaadolie zorgt voor een zeer kleine impact, die grotendeels gecompenseerd wordt door de impact van de raffinage van het dierlijk vet cat.3. Ongeveer 94% wordt veroorzaakt door de teelt van koolzaad en de productie van ruwe koolzaadolie (inclusief de nodige transportstappen). Bijna gans deze impact komt van de teelt van koolzaad: deels door emissies ter hoogte van de landbouwgronden (ca. 58%), deels door gebruik van landbouwwerktuigen en transport van kunstmeststoffen en andere additieven (bijna 30%) en deels door gebruik van kunstmeststoffen en pesticiden (door de productie ervan). Ter hoogte van de landbouwgronden gaat het vooral over NH3-emissies. Bij de landbouwwerktuigen en transport gaat het hoofdzakelijk over NOx-emissies. De netto milieuwinst is groot in vergelijking met de scenario’s rond energetische valorisatie en het biodieselscenario (fossiel).

Biodiesel (fossiel): emissies van anorganische stoffen met een negatieve impact op de luchtwegen tijdens de productie van biodiesel uit dierlijk vet cat.3 komen voor bijna 92% van de gebruiksfase. Het gaat om NOx-emissies ten gevolge van de verbranding van biodiesel in een personenwagen.

Wat betreft de uitgespaarde emissies, is de gebruiksfase verantwoordelijk voor 70% van de impact. Het gaat opnieuw over NOx-emissies. De totale NOx-emissies van het gebruik van fossiele diesel zijn iets lager dan de totale NOx van het gebruik van biodiesel. Daarbuiten zijn er SO2-emissies ter hoogte van de winning van aardolie (ten gevolge van het affakkelen van natuurlijk gas) en SO2, NOx en stof ter hoogte van de raffinage van aardolie.

Volgens onze aannames resulteert het gebruik van biodiesel in iets hogere totale NOx-emissies dan het gebruik van fossiele diesel. De extra emissies van anorganische stoffen tijdens de productie van fossiele diesel maken uiteindelijk dat er een netto milieuwinst opgetekend wordt voor het scenario biodiesel (fossiel).

De transportstap voor het dierlijk vet cat.3 heeft geen significante bijdrage tot de totale milieu-impact van de productie van biodiesel uit dierlijk vet cat.3. Transport van dierlijk vet cat.3 zorgt voor 3% van de totale impact voor die processtappen die in rekening gebracht zijn voor de biodieselketen.

Mengvoederindustrie: de vermeden impact ten gevolge van de uitsparing van plantaardige olie komt voor een groot deel van het uitsparen van palmolie (63%) en in mindere mate van het uitsparen van sojaolie (19%).

Als we kijken naar de ruwe palmolie, dan blijkt 50% van de impact te komen van de productie van verse palmvruchten en 50% van de verwerking ervan tot ruwe

102

palmolie en palmpitten. De emissies van anorganische stoffen ter hoogte van de palmolieproductie komen hoofdzakelijk van de verbranding van de biomassa voor de productie van elektriciteit en stoom. Het gaat voor 80% om de impact van stofemissies en 18% om NOx-emissies. Ter hoogte van de productie van palmvruchten is bijna 80% van de emissie (NH3 en NO) afkomstig van de bodem. De raffinage van ruwe palmolie heeft nauwelijks een bijdrage tot de impact van de ganse productieketen van geraffineerde palmolie.

De productie van ruwe sojaolie heeft een lagere impact met betrekking tot de emissie van anorganische stoffen. Bijna 80% van de impact is terug te brengen tot de teelt van sojabonen en bijna 20% tot het transport dat nodig is voor de aanvoer van de sojabonen en andere benodigde grondstoffen. Omdat soja een stikstoffixerend gewas is, gaat de teelt ervan gepaard met relatief weinig emissies van stikstofcomponenten naar het milieu. Er zijn geen emissies van NH3 naar de lucht, enkel een beperkte hoeveelheid N2O en NO. Hierdoor is de impact van de landbouwgronden voor soja ook relatief beperkt. Ongeveer 23% van de impact van emissie van anorganische stoffen is toe te wijzen aan NO-emissies van de landbouwgronden. Ongeveer 60% van de impact is het gevolg van het transport van kunstmeststoffen en andere inputmaterialen en het gebruik van landbouwwerktuigen. Voor de rest gaat het om verscheidene kleinere impacts. De raffinage van ruwe sojaolie heeft nauwelijks een bijdrage tot de impact van de ganse productieketen van geraffineerde sojaolie.

Naast het vermeden gebruik van plantaardige olie, speelt ook het vermeden transport een rol voor deze impactcategorie. Door dierlijk vet cat.3 in te zetten in plaats van plantaardige olie uit Brazilië en Maleisië, wordt er ook bespaard op transport. Deze besparing zorgt voor 18% van de totale milieuwinst.

Oleochemie (vetsplitsing en omestering) : 86% van de netto milieuwinst voor het scenario vetsplitsing kan verklaard worden door de uitsparing van palmoliestearine. De overige 14% door de netto besparing op transport doordat Vlaams dierlijk vet cat.3 wordt ingezet in plaats van palmolie uit Maleisië.

Als we kijken naar de ruwe palmolie, dan blijkt 50% van de impact te komen van de productie van verse palmvruchten en 50% van de verwerking ervan tot palmolie en palmpitten. De emissies van anorganische stoffen ter hoogte van de palmolieproductie komen hoofdzakelijk van de verbranding van de biomassa voor de productie van elektriciteit en stoom. Het gaat voor 80% om de impact van stofemissies en 18% om NOx-emissies. Ter hoogte van de productie van palmvruchten is bijna 80% van de emissie (NH3 en NO) afkomstig van de bodem.

Opnieuw is de netto milieuwinst voor het scenario omestering iets kleiner (1%) dan voor het scenario vetsplitsing ten gevolge van de bijkomende raffinage van het dierlijk vet cat.3 en de uitsparing van iets minder palmoliestearine.

6.2.2.4 Schade aan menselijke gezondheid ten gevolg e van klimaatverandering Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 12. Er is geen verschil tussen de scenario’s elektriciteitsproductie, stoomproductie en biodiesel (fossiel) voor wat betreft de impact op de menselijke gezondheid ten gevolge van klimaatverandering. De milieuwinst is wel significant groter dan de netto milieu-impact van de andere 4 scenario’s. Tussen deze vier scenario’s is er onderling geen verschil.

103

-0,0008 -0,0007 -0,0006 -0,0005 -0,0004 -0,0003 -0,0002 -0,0001 0DALY

Biodiesel (fossiel)


Vetsplitsing

Omestering

Mengvoederindustrie

Stoomproductie


Figuur 12: Schade aan menselijke gezondheid ten gev olge van klimaatverandering

Elektriciteitsproductie: de verbranding van dierlijk vet cat.3 zorgt niet voor CO2-emissies, aangezien het CO2-neutraal is. De vermeden impact wordt grotendeels bepaald door CO2-emissies. De vermeden impact van stoomproductie (ten gevolge van de warmterecuperatie) bestaat voor ongeveer 5% uit methaanemissies van lekken tijdens transport en distributie van aardgas. De extra impact ten gevolge van het transport van dierlijk vet cat.3 bedraagt slechts 1% van de grootte van de netto milieuwinst. De raffinage van het dierlijk vet cat.3 heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage.

Stoomproductie: opnieuw zorgt de verbranding van dierlijk vet cat.3 niet voor CO2-emissies omwille van het CO2-neutraal karakter. De netto impact wordt ook hier grotendeels bepaald door CO2-emissies. Ongeveer 5% bestaat uit methaanemissies, opnieuw ten gevolge van verliezen bij winning, transport en distributie van aardgas. Dit scenario zorgt voor een kleinere netto milieuwinst dan het scenario biodiesel (fossiel) en ook dan het scenario elektriciteitsproductie, hoewel niet significant kleiner. De verbranding van aardgas zorgt voor relatief lagere emissies in vergelijking met de verbranding van fossiele diesel of steenkool. Anderzijds zorgt de productie van elektriciteit uit nucleaire energie voor relatief weinig vermeden broeikasgasemissies binnen het scenario elektriciteitsproductie. In het geval van het biodieselscenario (fossiel), zorgt de impact van de productie van biodiesel uit dierlijk vet cat.3 voor een beperking van de netto uitgespaarde milieuwinst voor dit scenario. Het wassen van het dierlijk vet cat.3 heeft voor deze impactcategorie geen significante bijdrage.

Biodiesel (koolzaad): zoals reeds eerder besproken, wordt de netto milieuwinst grotendeels bepaald door de impact van de productie van ruwe koolzaadolie. Voor dit scenario is N2O verantwoordelijk voor 74% van de totale vermeden impact. 80% ervan wordt geëmitteerd ter hoogte van de landbouwgronden, 20% ter hoogte van de productie van salpeterzuur. Dit wordt gebruikt als grondstof voor de productie

104

van calcium ammoniumnitraat. Voor het overige gaat het om CO2-emissies van het gebruik van landbouwwerktuigen, transport van kunstmeststoffen en dergelijke, …

87% van de totale impact van biodieselproductie uit koolzaad (voor wat betreft de processen die in rekening gebracht zijn) is toe te schrijven aan de productie van ruwe koolzaadolie.

Uit deze analyse blijkt dat het productieproces van de koolzaadolie voor een beperkte bijdrage tot de vermeden impact zorgt. We gaan ervan uit dat de gewasresten van de teelt van koolzaad niet energetisch gevaloriseerd worden. Vervanging van fossiele brandstoffen door biomassa voor de productie van energie, zou echter maar voor een beperkte verbetering kunnen zorgen in de score voor de ganse productieketen van koolzaadolie.

Biodiesel (fossiel): voor deze impactcategorie scoort het scenario even goed als de scenario’s rond energetische valorisatie. Bijna 90% van de uitgespaarde impact van het gebruik van fossiele diesel is afkomstig van CO2-emissies van de verbranding van de fossiele diesel in een personenwagen. Deze CO2-emissies bepalen de netto milieuwinst voor dit scenario: hun impact komt overeen met 98% van de netto milieuwinst.

De verbranding van biodiesel in een personenwagen zorgt niet voor CO2-emissies, aangezien de verbranding van dierlijk vet cat.3 een CO2-neutraal karakter heeft. De impact van de bijkomende transportstap van het dierlijk vet naar de biodieselplant is 100 keer kleiner dan de totale netto milieuwinst en kan dus niet als significant beschouwd worden. Transport is goed voor 9% van de totale impact van de biodieselketen, voor die processen die in rekening gebracht zijn in deze studie. De ganse biodieselketen, voor zover in rekening gebracht, zorgt voor een verlaging van de milieuwinst met grootteorde 10%.

Indien de ganse productie van biodiesel uit dierlijk vet cat.3 niet in rekening gebracht zou worden in dit milieuprofiel, zou er nog steeds geen grotere milieuwinst behaald worden door deze in te zetten als transportbrandstof dan als brandstof in stoomketels of als brandstof voor de productie van elektriciteit en warmte. Met ander woorden, het is niet de productie van biodiesel uit dierlijk vet cat.3 of de nodige extra raffinage, die maken dat dit scenario “slechts” even goed scoort als de scenario’s energetische valorisatie.

Mengvoederindustrie: voor deze impactcategorie zorgt het uitsparen van palmolie (53%) voor een grotere vermeden impact dan het uitsparen van sojaolie (38%).

Voor de productie van verse palmvruchten en ruwe palmolie wordt relatief weinig externe energie gebruikt, omdat de biomassa van de palmvruchten gevaloriseerd wordt voor enerzijds energieproductie en anderzijds bemesting en bedekking van de plantages. De uitgespaarde emissies zijn grotendeels toe te wijzen aan de teelt van de oliepalmen zelf:

N2O van de productie van palmvruchten is verantwoordelijk voor 62% van de impact van broeikasgassen van de productie van ruwe palmolie. CO2-emissies ten gevolge van de oxidatie van veengronden (door drooglegging van deze gronden) ter hoogte van de oliepalmplantages zorgen bijkomend voor bijna 30% van de totale broeikasemissies van de productie van ruwe palmolie. Het in cultuur brengen van veengronden zorgt niet alleen voor extra CO2-emissies, maar ook voor verhoogde N2O-emissies. De gebruikte LCI-gegevens gaan ervan uit dat 4.1% van het areaal oliepalmplantages op veengronden gesitueerd is. De studie wijst er wel

105

op dat in het geval van nieuwe geplande plantages, 50% gesitueerd is op veengronden. Indien we ervan zouden uitgaan dat 50% van het areaal bestaat uit veengronden, zouden de vermeden CO2- en N2O-emissies veel belangrijker zijn.

Een recente LCA-studie van EMPA over biobrandstoffen [Zah et. al.] vertrekt van de aanname dat een groot deel van de teelt van oliepalmen gebeurt op areaal dat minder dan 25 jaar voordien tropisch regenwoud was. De verandering in landgebruik geeft aanleiding tot extra broeikasgasemissies: CO2, N2O en CH4. Meer informatie is echter niet opgenomen in het studierapport. Het is daarom niet duidelijk in hoeverre de gebruikte aannames verschillen of overeenkomen met de aanpak van [Schmidt] zoals wij overgenomen hebben.

Tijdens de behandeling van POME (Palm Oil Mill Effluent) wordt eveneens methaan geproduceerd. De bijdrage tot de totale broeikasgasemissies is echter verwaarloosbaar. Ook de raffinage van ruwe palmolie heeft nauwelijks een bijdrage tot de impact van de ganse productieketen van geraffineerde palmolie.

Als we de productie van ruwe sojaolie bekijken, dan zien we dat N2O verantwoordelijk is voor 65% van de totale impact van broeikasgasemissies. Voor het overige gaat het hoofdzakelijk om CO2-emissies ten gevolge van de verbranding van fossiele brandstoffen. Methaanemissies bedragen minder dan 1% van de emissies. Ook de raffinage van ruwe sojaolie heeft nauwelijks een bijdrage tot de impact van de ganse productieketen van geraffineerde palmolie.

Op basis van de gebruikte LCI-gegevens resulteert de productie van palmolie in een hogere impact dan de teelt van sojaolie. hogere

Het netto uitgespaarde transport is goed voor bijna 9% van de milieuwinst. Hierbij gaat het hoofdzakelijk om uitgespaarde CO2-emissies.

Oleochemie (vetsplitsing en omestering): de vermeden impact door het uitsparen van palmoliestearine is goed voor 93% van de totale milieuwinst. De netto besparing op transport door inzet van Vlaams dierlijk vet cat.3 in plaats van palmolie uit Maleisië is verantwoordelijk voor 7% van de vermeden impact.

N2O van de productie van palmvruchten is verantwoordelijk voor 62% van de emissies van broeikasgassen van de productie van ruwe palmolie. CO2-emissies ten gevolge van de oxidatie van veengronden (door drooglegging van deze gronden) ter hoogte van de palmplantages zorgen bijkomend voor bijna 30% van de totale broeikasemissies van de productie van ruwe palmolie. Het in cultuur brengen van sterk organische gronden zorgt niet alleen voor extra CO2-emissies, maar ook voor verhoogde N2O-emissies. De gebruikte LCI-gegevens gaan ervan uit dat 4.1% van het areaal oliepalmplantages op veengronden gesitueerd is. De studie wijst er wel op dat in het geval van nieuwe geplande plantages, 50% gesitueerd is op veengronden. Indien we ervan zouden uitgaan dat 50% van het areaal bestaat uit veengronden, zouden de vermeden CO2- en N2O-emissies veel belangrijker zijn. Tijdens de behandeling van POME (Palm Oil Mill Effluent) wordt eveneens methaan geproduceerd. De bijdrage tot de totale broeikasgasemissies is echter verwaarloosbaar. Ook de raffinage van ruwe palmolie heeft nauwelijks een bijdrage tot de impact van de ganse productieketen van geraffineerde palmolie.

Voor omestering is de netto milieuwinst 4% lager. Het verschil is gedeeltelijk te wijten aan de raffinage van het dierlijk vet cat.3 en gedeeltelijk te wijten aan de lagere hoeveelheid palmoliestearine die vermeden wordt (989 kg voor omestering ten opzichte van 1000 kg voor vetsplitsing).

106

6.2.2.5 Schade aan ecosysteemkwaliteit door emissie s van ecotoxische stoffen Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 13. Het scenario biodiesel (koolzaad) heeft een significant grotere milieuwinst dan de overige scenario’s voor wat betreft de impact op ecosystemen ten gevolge van de emissies van ecotoxische stoffen. Er is geen verschil tussen de overige 6 scenario’s.

-9000 -8000 -7000 -6000 -5000 -4000 -3000 -2000 -1000 0PAF*m2yr

Biodiesel (fossiel)


Vetsplitsing

Omestering

Mengvoederindustrie

Stoomproductie


Figuur 13: Schade aan ecosysteemkwaliteit door emis sies van ecotoxische stoffen

Elektriciteitsproductie: de vermeden milieu-impact wordt bijna voor 100% bepaald door de vermeden elektriciteitsproductie. De warmterecuperatie heeft geen belangrijke bijdrage tot de vermeden milieu-impact. De verbrandingsemissies hebben evenmin een belangrijke milieu-impact: deze bedraagt slechts enkele procenten ten opzichte van deze vermeden impact. De impact van de dieselmotoren wordt veroorzaakt door verbrandingsemissies van zware metalen. In geval van conventionele elektriciteits- en stoomproductie gaat het voornamelijk om vermeden emissies van Ni naar de lucht. De emissies zijn afkomstig van transport van steenkool over het water, en verbrandingsemissies van steenkool en andere brandstoffen in het kader van de productie van elektriciteit. De raffinage van het dierlijk vet cat.3 heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage. Transport van het dierlijk vet cat.3 draagt heeft een impact die bijna 25% bedraagt in vergelijking met de netto milieuwinst van de overige processen.

Stoomproductie: ook hier wordt de netto milieu-impact bepaald door de vermeden emissies van stoomproductie met aardgas. De vermeden impact is terug te brengen tot de productie van elektriciteit (stortplaatsen van assen, verbrandingsemissies, transport van steenkool over water). Het gaat om elektriciteitsverbruik tijdens de winning en productie van aardgas. Het gaat om Ni, Zn en Hg naar de lucht en Zn naar water. Het wassen van het dierlijk vet cat.3 heeft voor deze impactcategorie een bijdrage van bijna 5% in vergelijking met de grootte van de totale vermeden impact.

107

Biodiesel (koolzaad): de netto impact wordt grotendeels bepaald door de vermeden impact van de productie van ruwe koolzaadolie. Voor de emissies van ecotoxische stoffen gaat het nagenoeg volledig om de emissies van metalen naar de bodem ten gevolge van het gebruik van dierlijke mest en kunstmeststoffen voor de teelt van koolzaad: Zn, Cu, Ni en Cr naar bodem (landbouwgrond).

Biodiesel (fossiel): voor deze impactcategorie heeft de gebruiksfase geen bijdrage tot de impact. Geen van de geïnventariseerde verbrandingsemissies (NOx, CO, VOS en roetdeeltjes) hebben een negatieve impact op de ecosystemen volgens de gebruikte Eco-Indicator 99 methode [Goedkoop et al.].

Voor de productie van biodiesel uit dierlijk vet cat.3 wordt de impact grotendeels veroorzaakt door het gebruikt van NaOH en methanol. NaOH en methanol worden in rekening gebracht voor de productie van Natriummethylaat, dat gebruikt wordt als katalysator voor de omesteringsreactie. Methanol op zich is ook nodig voor de omestering.

62% van de impact komt van de productie van NaOH en 35% van de productie van methanol. Het gaat hier meestal ook om indirecte emissies, die ontstaan bij de productie van elektriciteit, transport van grondstoffen of fossiele brandstoffen over water of over de weg, raffinage van metalen (die gebruikt worden als katalysator voor de productie van methanol), verbranding van fossiele brandstoffen voor elektriciteitsproductie …

Deze beschreven impact is ongeveer even groot als de impact van het transport van dierlijk vet cat.3 naar de biodieselplant en is meer dan 5 keer kleiner dan de vermeden impact ten gevolge van de productie en het gebruik van zwavelarme fossiele diesel (voor die processen die in rekening gebracht zijn). Dit toont aan dat het om een zeer kleine impact gaat.

De vermeden impact is groter dan deze gezamenlijke impact, zodat het scenario uitkomt op een netto milieuwinst. Het gaat evenwel om een zeer beperkte netto winst in vergelijking met het biodieselscenario (koolzaad). De vermeden impact is toe te schrijven aan vermeden emissies van Ni, Zn, Hg, Pb en Cu naar de lucht, Zn naar de bodem en Ni naar het water. Deze worden geëmitteerd tijdens de verbranding van aardolie in een raffinaderij, tijdens transport van grondstoffen of fossiele brandstoffen over water en andere verbrandingsprocessen en afvalverwerkingsprocessen. Het gaat om indirecte emissies van de productie van fossiele diesel.

Mengvoederproductie: voor deze impactcategorie zorgt het uitsparen van palmolie (61%) voor een grotere vermeden impact dan het uitsparen van sojaolie (35%).

Voor de productie van ruwe palmolie kan besloten worden dat meer dan 90% van de vermeden impact toe te wijzen is aan vermeden emissies van metalen (zink, chroom, nikkel en koper) naar de bodem. Dit is het gevolg van het gebruik van kunstmeststoffen. De raffinage van ruwe palmolie heeft nauwelijks een bijdrage tot de impact van de ganse productieketen van geraffineerde palmolie.

Kijken we naar de productie van ruwe sojaolie, dan blijkt dat 90% van de vermeden impact het gevolg is van emissies van metalen (zink en chroom) naar de bodem, opnieuw ten gevolge van het gebruik van kunstmeststoffen. De raffinage van ruwe sojaolie heeft nauwelijks een bijdrage tot de impact van de ganse productieketen van geraffineerde sojaolie.

108

De netto besparing op transport (doordat Vlaams dierlijk vet cat.3 wordt gebruikt in plaats van buitenlandse plantaardige olie) zorgt voor een bijdrage van 4% op de totale milieuwinst voor dit scenario.

Oleochemie (vetsplitsing en omestering): voor deze impactcategorie zorgt het uitsparen van palmoliestearine voor het grootste deel van de vermeden impact (97%). De netto besparing van transport door inzet van Vlaams dierlijk vet in plaats van palmolie uit Maleisië zorgt voor overige 3% van de netto milieuwinst.

Voor de productie van ruwe palmolie kan besloten worden dat meer dan 90% van de vermeden impact toe te wijzen is aan vermeden emissies van metalen (zink, chroom, nikkel en koper) naar de bodem. Dit is het gevolg van het gebruik van kunstmeststoffen. De raffinage van ruwe palmolie heeft nauwelijks een bijdrage tot de impact van de ganse productieketen van geraffineerde palmolie.


6.2.2.6 Schade door emissies van verzurende en verm estende stoffen Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 14. Er is geen verschil tussen de scenario’s biodiesel (koolzaad) en oleochemie (vetsplitsing) voor wat betreft de impact op ecosystemen ten gevolge van emissies van verzurende en vermestende stoffen. De netto milieuwinst is wel significant groter dan de netto milieu-impact van de andere 5 scenario’s. De milieuwinst van de scenario’s mengvoeder en oleochemie (omestering) verschilt onderling niet, maar is wel significant groter dan deze van de overige drie scenario’s. Tussen deze drie scenario’s, elektriciteitsproductie, stoomproductie en biodiesel (fossiel) is geen verschil, ook al gaat het bij stoomproductie om een netto impact en niet om een netto milieuwinst.

109

-160 -140 -120 -100 -80 -60 -40 -20 0 20 40PAF*m2yr

Biodiesel (fossiel)


Vetsplitsing

Omestering

Mengvoederindustrie

Stoomproductie


Figuur 14: Schade aan ecosystemen door emissies van verzurende en vermestende stoffen

Elektriciteitsproductie: de NOx-emissies van de verbranding van dierlijk vet cat.3 in dieselmotoren zijn bijna even groot als de vermeden netto impact van elektriciteitsproductie. Het gaat deels om dezelfde emissies als voor de impact op de luchtwegen door anorganische emissies. Stofemissies dragen echter niet bij tot verzuring/vermesting. Elektriciteitsproductie gaat gepaard met relatief hoge stofemissies. Hierdoor is de vermeden impact van elektriciteitsproductie minder doorslaggevend voor de impactcategorie verzuring/vermesting.

Het transport van dierlijk vet cat.3 naar de installatie heeft eveneens een relatief belangrijke bijdrage tot de totale netto impact. Deze impact is relatief groter dan voor de impactcategorie impact op luchtwegen door anorganische emissies. Voor transport wegen de NOx-emissies ook zwaarder door. In totaal gaat het om 21% van de grootte van de netto milieuwinst. Deze relatief grotere bijdrage wordt uiteraard ook mee verklaard door het feit dat de netto winst kleiner is. De raffinage van het dierlijk vet cat.3 heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage.

Stoomproductie : resultaten voor verzuring/vermesting zijn zeer gelijkaardig aan deze voor de impact op de luchtwegen ten gevolge van anorganische emissies. In beide gevallen wordt de impact bepaald door de emissies van NOx, meer bepaald door de verbrandingsemissies van het dierlijk vet cat.3 in een stoomketel. Het wassen van het dierlijk vet cat.3 heeft voor deze impactcategorie geen significante bijdrage.

Biodiesel (koolzaad): minder dan 2% van de totale impact van biodieselproductie uit koolzaad vindt plaats na de productie van ruwe koolzaadolie. Dat wil zeggen dat de impact van biodieselproductie uit dierlijk vet ook relatief beperkt is binnen dit

110

scenario. Voor deze impactcategorie geldt dezelfde uitleg als voor de impact op luchtwegen door anorganische stoffen. Alleen hebben de stofemissies geen invloed. De bijdrage van de productie van koolzaad zelf (emissies landbouwgronden, gebruik landbouwwerktuigen, gebruik kunstmeststoffen (productie ervan)) is hierdoor nog belangrijker.

Biodiesel (fossiel diesel): emissies van verzurende stoffen tijdens de productie van biodiesel uit dierlijk vet cat.3 komen voor bijna 96% van de gebruiksfase. Het gaat om NOx-emissies ten gevolge van de verbranding van biodiesel in een personenwagen.

Wat betreft de uitgespaarde emissies, is de gebruiksfase verantwoordelijk voor 84% van de impact. Het aandeel is groter dan bij de impact op de luchtwegen door anorganische emissies. Voor verzuring/vermesting gaat het enkel om NOx en SO2 en niet om stofemissies. Daarom gaat het om een grotere bijdrage van de gebruiksemissies.

Volgens onze aannames resulteert het gebruik van biodiesel in iets hogere totale NOx-emissies dan het gebruik van fossiele diesel. De extra emissies van NOx en SO2 tijdens de productie van fossiele diesel maken uiteindelijk dat er een netto milieuwinst opgetekend wordt voor het scenario biodiesel (fossiel). Het gaat wel om een kleine milieuwinst in vergelijking met de overige recyclagescenario’s.

De transportstap voor het dierlijk vet cat.3 heeft geen significante bijdrage tot de totale milieu-impact van de ganse biodieselketen uit dierlijk vet cat.3 (ongeveer 2%). Deze impact is niet significant in vergelijking met de vernoemde impacts en milieuwinsten.

Mengvoederproductie: de vermeden impact ten gevolge van de uitsparing van plantaardige olie komt voor een groot deel van het uitsparen van palmolie (75%) en in mindere mate van het uitsparen van sojaolie (15%).

De emissies van NH3 ter hoogte van de oliepalmplantages zijn verantwoordelijk voor 75% van de totale verzurende/vermestende emissies ten gevolge van de productie van ruwe palmolie. 11% van de impact komt van emissies ter hoogte van de palmolieproductie. Het gaat voor 70% om NOx-emissies van de verbranding van biomassa voor de productie van elektriciteit en voor 30% om NH3-emissies van de behandeling van POME (Palm Oil Mill Effluent). Nog eens 3% van de totale impact van de productie van ruwe palmolie komt van het gebruik van landbouwwerktuigen ter hoogte van de oliepalmplantages. De raffinage van ruwe palmolie heeft nauwelijks een bijdrage tot de impact van de ganse productieketen van geraffineerde palmolie.

In het geval van de productie van ruwe sojaolie komt meer dan 43% van de verzurende/vermestende impact van het transport voor de aanvoer van kunstmeststoffen, sojabonen en andere grondstoffen ter hoogte van de teelt van sojabonen en de productie van sojaolie. 27% komt van het gebruik van landbouwwerktuigen ter hoogte van de sojateelt en 22% van emissies van NO ter hoogte van de landbouwgronden. Zoals reeds uitgelegd, is soja een stikstoffixerend gewas en zijn de stikstofemissies naar het milieu hierdoor relatief klein. De raffinage van ruwe sojaolie heeft nauwelijks een bijdrage tot de impact van de ganse productieketen van geraffineerde sojaolie.

De netto uitsparing van transport ten gevolge van de inzet van Vlaams dierlijk vet cat.3 in plaats van plantaardige olie uit Brazilië en Maleisië draagt voor 10% bij tot

111

de totale milieuwinst op gebied van verzuring/vermesting voor het scenario mengvoederproductie.

Oleochemie (vetsplitsing en omestering): de uitsparing van palmoliestearine zorgt voor 94% van de uitgespaarde impact. Het vermeden transport door inzet van Vlaams dierlijk vet in plaats van palmolie uit Maleisië zorgt voor de overige 6%.

De emissies van NH3 ter hoogte van de oliepalmplantages zijn verantwoordelijk voor 75% van de totale verzurende/vermestende emissies ten gevolge van de productie van ruwe palmolie. 11% van de impact komt van emissies ter hoogte van de palmolieproductie. Het gaat voor 70% om NOx-emissies van de verbranding van biomassa voor de productie van elektriciteit en voor 30% om NH3-emissies van de behandeling van POME (Palm Oil Mill Effluent). Nog eens 3% van de totale impact van de productie van ruwe palmolie komt van het gebruik van landbouwwerktuigen ter hoogte van de oliepalmplantages. De raffinage van ruwe palmolie heeft nauwelijks een bijdrage tot de impact van de ganse productieketen van geraffineerde palmolie.


6.2.2.7 Schade door landgebruik Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 15. Er is geen verschil tussen de scenario’s biodiesel (koolzaad) en oleochemie (vetsplitsing) voor wat betreft de impact op ecosystemen ten gevolge van landgebruik. De milieuwinst van het scenario biodiesel (koolzaad) is wel significant groter dan de milieuwinst van de andere 6 scenario’s. De resultaten voor de twee scenario’s rond oleochemie liggen dicht bij elkaar. Het resultaat voor vetsplitsing is net niet significant verschillend van het resultaat voor biodiesel (koolzaad), het resultaat voor omestering net wel. Er is dan weer geen verschil tussen de milieuwinst van de scenario’s oleochemie (vetsplitsing en omestering) en het scenario mengvoederproductie. De milieuwinst is echter wel significant groter dan de netto milieu-impact van de overige drie scenario’s. Tenslotte is er geen verschil tussen de netto milieu-impact van de scenario’s elektriciteitsproductie, stoomproductie en biodiesel (fossiel).

112

-7000 -6000 -5000 -4000 -3000 -2000 -1000 0 1000PAF*m2yr

Biodiesel (fossiel)


Vetsplitsing

Omestering

Mengvoederindustrie

Stoomproductie


Figuur 15: Schade aan ecosystemen door landgebruik

Elektriciteitsproductie : zelf hebben we geen landgebruik in rekening gebracht voor de geïnventariseerde processen, buiten de plantaardige productie processen. De berekende netto milieuwinst (die zeer klein is) komt van landgebruik van stortplaatsen (van de elektriciteitsproductie uit steenkool). Ook landgebruik voor bosbouw ten gevolge van de productie van elektriciteit uit hout telt mee. Transport van het dierlijk vet cat.3 heeft geen bijdrage. De raffinage van het dierlijk vet cat.3 heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage.

Stoomproductie: ook hier gaat het om een zeer kleine milieuwinst. Opnieuw merken we op dat we voor de geïnventariseerde processen zelf geen landgebruik in rekening hebben genomen. Opnieuw zijn de vermeden impacts terug te brengen tot het gebruik van elektriciteit. Het wassen van het dierlijk vet cat.3 heeft voor deze impactcategorie een bijdrage van 10% in vergelijking met de grootte van de totale vermeden impact.

Biodiesel (koolzaad): de vermeden impact van het gebruik van landbouwgrond voor de teelt van koolzaad zorgt voor de ganse impact, een vermeden impact. Er is geen verschil in impact tussen het gebruik van braakliggende landbouwgrond of andere landbouwgrond.

Biodiesel (fossiele diesel): net zoals voor de scenario’s met betrekking tot de energetische valorisatie gaat het om een uiterst kleine netto milieu-impact. Opnieuw merken we op dat we voor de geïnventariseerde processen zelf geen landgebruik in rekening hebben genomen. Opnieuw zijn de vermeden impacts terug te brengen tot het gebruik van elektriciteit.

Mengvoederproductie: de vermeden impact voor landgebruik is kleiner voor mengvoederproductie dan voor biodiesel (koolzaad).

113

Voor palmolie wordt uitgegaan van het gebruik van landbouwgrond voor intensieve fruitteelt. Er wordt verondersteld dat het areaal voor enkele procenten wordt uitgebreid, in overeenstemming met de Deense LCA-studie. Deze studie bevatte hierover echter geen concrete kwantitatieve gegevens en daarom zijn we uitgegaan van de gegevens van de bestaande LCI-data uit de Ecoinvent database [Ecoinvent]. Het gaat om transformatie van woud naar landbouwgrond voor intensieve fruitteelt.

Voor sojaolie wordt uitgegaan van het gebruik van landbouwgrond (zoals voor koolzaad). Hier wordt aangenomen dat geen bijkomend areaal wordt in gebruik genomen. Deze aanname is eveneens overgenomen uit de bestaande LCI-data uit de Ecoinvent database [Ecoinvent].

De Eco-Indicator 99 methode [Goedkoop et al.] kan enkel de impact van landgebruik op ecosystemen berekenen binnen Europa. De impact van landgebruik en veranderingen in landgebruik zijn gebaseerd op empirische gegevens met betrekking tot het voorkomen van planten (vasculaire) in functie van het type landgebruik en de omvang ervan. Zowel de lokale schade op gebruikt land of op land waarvan het gebruik is veranderd wordt meegenomen als regionale schade op ecosystemen. Het gaat echter over Europese ecosystemen, niet over ecosystemen in Maleisië of Brazilië [Pré-consult].

Met andere woorden, de Eco-Indicator methode [Goedkoop et al.] is niet geschikt voor de vertaling van de potentieel negatieve impact ten gevolge van het gebruik of van de uitbreiding van het areaal voor de productie van oliepalmen of sojaolie. Het is niet mogelijk om de impact te berekenen van het landgebruik in Maleisië of Brazilië voor respectievelijk een oliepalmplantage of een sojaveld. Ook laat de methode niet toe om de impact in te schatten van een vermindering van tropisch regenwoud of andere ecologisch waardevolle gebieden ten voordele van plantages of landbouwareaal.

Volgens de aannames is er meer areaal nodig voor de productie van 1 ton koolzaad dan voor de productie van 1 ton sojaolie of palmolie. Volgens de Eco-Indicator 99 methode is de impact op ecosystemen bij landbouw of bij intensieve fruitteelt van dezelfde grootteorde. Hierdoor is de vermeden impact van landgebruik groter voor het scenario biodiesel (koolzaad) dan voor het scenario mengvoederproductie. Op basis van dit resultaat mag echter niet besloten worden dat het beter is om oliepalmen of soja te telen of de teelt van oliepalm of soja uit te breiden via een uitbreiding van het areaal dan om koolzaad te telen of de teelt van koolzaad uit te breiden via een uitbreiding van het areaal. Deze berekeningen zeggen ook niets over de spanning tussen het gebruik van land voor enerzijds voedselproductie of anderzijds energieproductie. Het zegt in de eerste plaats iets over het areaal dat nodig is om een bepaalde hoeveelheid plantaardige producten te telen.

In de recente LCA-studie van EMPA over biobrandstoffen wordt ervan uitgegaan dat 100% van de palmvruchten, die in Maleisië verwerkt worden tot palmolie, geteeld zijn op gronden die de voorbije 25 jaar ontbost zijn en voorheen tropisch regenwoud waren. [Zah et. al.] Kwantitatieve gegevens omtrent deze berekeningen zijn niet voorhanden in het studierapport. We weten daarom niet of deze aannames sterk verschillen van de door ons gebruikte aannames van [Schmidt]. We weten enkel dat [Schmidt] uitgegaan is van recente data.

Oleochemie (vetsplitsing en omestering): de analyse die geformuleerd is ter hoogte van het mengvoederscenario, is hier ook van toepassing. De vermeden

114

impact is opnieuw iets kleiner voor het scenario omestering dan voor het scenario vetsplitsing. Er wordt iets minder palmoliestearine uitgespaard.

6.2.2.8 Schade door uitputting van mineralen Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 16. Het scenario elektriciteitsproductie heeft een grotere milieuwinst dan de overige 6 scenario’s voor wat betreft de uitputting van mineralen. Tenslotte is er geen verschil tussen de netto milieu-impact van de scenario’s stoomproductie, biodiesel (fossiel en koolzaad), mengvoederproductie en oleochemie (vetsplitsing en omestering), ook al gaat het in het geval van het biodieselscenario (fossiel) om een netto impact en geen milieuwinst.

-1 -0,8 -0,6 -0,4 -0,2 0 0,2MJ surplus

Biodiesel (fossiel)


Vetsplitsing

Omestering

Mengvoederindustrie

Stoomproductie


Figuur 16: Schade door uitputting van mineralen

Elektriciteitsproductie: de netto milieuwinst wordt bepaald door het vermeden elektriciteitsverbruik. Het gaat voornamelijk over het vermeden verbruik van ferronikkel voor de productie van staal dat gebruikt wordt ter hoogte van de conditionering van nucleair afval. Dit afval wordt opgeslagen in stalen containers. De raffinage van het dierlijk vet cat.3 heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage.

Stoomproductie: het gaat hier om zeer lage impacts, zowel de impact van de toepassing zelf als de vermeden impact. De impact van het wassen van dierlijk vet bedraagt bijna 20% in vergelijking met de grootte van de totale uitgespaarde impact. Het gaat om metaalertsen voor de productie van staal en dergelijke. Dit is nodig voor de behandeling van nucleair afval en ook gevaarlijk afval dat geproduceerd wordt tijdens de winning van aardgas en dergelijke. Uit deze analyse blijkt dat het om zeer lage impacts gaat.

Biodiesel (koolzaad): bijna 70% van de totale impact van biodieselproductie uit koolzaad (voor de processen die in rekening genomen zijn) vindt plaats na de productie van ruwe koolzaadolie, tijdens de raffinage maar vooral tijdens de

115

productie van biodiesel. De biodieselproductie uit dierlijk vet cat.3 zorgt dus ook voor een relatief belangrijke impact, die echter gecompenseerd wordt door de biodieselproductie uit koolzaad. De impact komt van het gebruik van elektriciteit en meer bepaald ten gevolge van het gebruik van ferronikkel voor de productie van staal dat gebruikt wordt voor de verwerking van nucleair afval. Elektriciteit wordt voornamelijk gebruikt voor de productie van NaOH, een grondstof voor de productie van natrium methanolaat, de katalysator voor de omesteringsreactie. Ook voor andere processen wordt elektriciteit gebruikt (biodieselproductie zelf, productie van methanol, ...). Verder is er ook een vermeden gebruik van aluminium, koper en andere metaalertsen voor de productie van katalysatoren die nodig zijn voor de productie van methanol.

De eigenlijke netto milieuwinst voor dit scenario is te danken aan de vermeden uitputting van mineralen door de productie van ruwe koolzaadolie. De vermeden elektriciteit voor de productie van ruwe olie uit koolzaad is verantwoordelijk voor 33% van de uitgespaarde mineralen van de productie van ruwe koolzaadolie. Het gaat hierbij om ferronikkel dat nodig is voor de productie van ijzeren vaten voor de conditionering van nucleair afval. De rest van de vermeden mineralen (67%) komt van de vermeden koolzaadproductie. Het drogen van het koolzaad zorgt voor de bepalende impact: 72% van de totale uitgespaarde impact ten gevolge van de vermeden koolzaadproductie. Meer dan de helft komt van de uitsparing van ijzererts (ruwijzer is een grondstof voor het drogen van koolzaad). De rest van de milieuwinst komt alweer van de uitsparing van elektriciteit (ferronikkel voor stalen vaten voor conditionering van nucleair afval). De overige 18% uitgespaarde mineralen van de vermeden koolzaadproductie zijn afkomstig van allerlei vermeden processen, zoals de verschillende productieprocessen van gebruikte kunstmeststoffen.

Biodiesel (fossiele diesel): voor dit scenario is er een netto impact op het milieu voor de uitputting van mineralen. Zoals hierboven beschreven zorgt de productie van biodiesel voor een relatief belangrijke impact. Het gaat in de eerste plaats om het gebruik van ferronikkel, maar ook van andere metaalertsen (aluminium, koper en andere metalen). Het transport van het dierlijk vet naar de biodieselplant geeft geen significante impact.

De vermeden impact ten gevolge van het vermeden gebruik van fossiele diesel is ook deels (47%) toe te schrijven aan een uitsparing van ferronikkel (opnieuw gerelateerd aan de productie van elektriciteit). Ook het verbruik van zeoliet tijdens de raffinage van ruwe aardolie tot diesel zorgt voor een uitputting van mineralen. Voor de productie van zeoliet zijn katalysatoren nodig (metalen zoals nikkel, aluminium, koper). Dit is goed voor 35% van de vermeden impact.

Mengvoederproductie: de uitgespaarde hoeveelheid mineralen is voor dit scenario relatief klein. Er is daarenboven geen impact ten gevolge van het gebruik van dierlijk vet cat.3. De uitsparing van palmolie is goed voor 52% van de vermeden impact, de uitsparing van sojaolie voor 44%. Transport is goed voor 4%. Het gaat om zeer kleine vermeden impacts.

Als we de productie van ruwe palmolie bekijken, wordt voornamelijk bauxiet uitgespaard (aluminium erts). Dit is indirect nodig (afgeleide producten ervan zijn nodig) voor de productie van kunstmeststoffen die gebruikt worden en voor de zuivering van water (voor de productie van ruwe palmolie wordt drinkwater gebruikt als input). Het feit dat dergelijke processen een doorslaggevende invloed hebben op de totale milieuwinst geeft vooral aan dat het gaat om een onbelangrijke totale

116

uitsparing van mineralen. De raffinage van ruwe palmolie heeft nauwelijks een bijdrage tot de impact van de ganse productieketen van geraffineerde palmolie.

Door de uitsparing van ruwe sojaolie sparen we vooral ferronikkel (44%) uit dat gebruikt wordt voor de productie van staal. Het staal is nodig voor de conditionering van nucleair afval. Verder is er nog een besparing van ijzererts (45%). Dit wordt gebruikt voor de productie van ruwijzer. Ruwijzer is een grondstof voor het drogen van de sojabonen. Het is ons echter niet duidelijk wat de functie hierbij is. De raffinage van ruwe sojaolie heeft nauwelijks een bijdrage tot de impact van de ganse productieketen van geraffineerde sojaolie.

Oleochemie (vetsplitsing en omestering): 96% van de uitgespaarde impact komt van de productie van palmoliestearine. De rest (4%) van de milieuwinst komt van de besparing op transport door inzet van Vlaams dierlijk vet in plaats van palmolie uit Maleisië.

Als we de productie van ruwe palmolie bekijken, voornamelijk bauxiet uitgespaard (aluminium erts). Dit is indirect nodig (afgeleide producten ervan zijn nodig) voor de productie van kunstmeststoffen die gebruikt worden en voor de zuivering van water (voor de productie van ruwe palmolie wordt drinkwater gebruikt als input). Het feit dat dergelijke processen een doorslaggevende invloed hebben op de totale milieuwinst geeft vooral aan dat het gaat om een onbelangrijke totale uitsparing van mineralen.

Voor omestering is de netto milieuwinst 14% lager. Het verschil is gedeeltelijk te wijten aan de raffinage van het dierlijk vet cat.3 en in mindere mate aan de lagere hoeveelheid palmoliestearine die vermeden wordt (989 kg voor omestering ten opzichte van 1000 kg voor vetsplitsing). De uitputting van mineralen is in grote mate verbonden met het gebruik van elektriciteit. Het is het gebruik van elektriciteit voor de raffinage van het dierlijk vet cat.3 dat indirect zorgt voor de lagere netto milieuwinst voor het scenario omestering in vergelijking met het scenario vetsplitsing.

6.2.2.9 Schade door uitputting van fossiele brandst offen Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 17. Het scenario stoomproductie zorgt voor een uitsparing van fossiele brandstoffen die even belangrijk is dan de uitsparing volgens het scenario elektriciteitsproductie. De uitsparing door stoomproductie is significant groter is dan de uitsparing volgens de 5 andere scenario's. Er is evenwel geen significant verschil tussen het scenario elektriciteitsproductie en het biodieselscenario (fossiel). Beide scenario’s scoren wel significant beter dan de overige 4 scenario's. Deze vier scenario's zorgen voor een uitsparing van fossiele brandstoffen die onderling niet significant verschillend is.

117

-7000 -6000 -5000 -4000 -3000 -2000 -1000 0MJ surplus

Biodiesel (fossiel)


Vetsplitsing

Omestering

Mengvoederindustrie

Stoomproductie


Figuur 17: Schade door uitputting van fossiele bran dstoffen

Elektriciteitsproductie: bijna 80% van de uitsparing van fossiele brandstoffen gebeurt dankzij de netto recuperatie van warmte. Nucleaire energiedragers en hernieuwbare brandstoffen, die gebruikt worden voor de netto uitgespaarde elektriciteitsproductie, zorgen niet voor een uitsparing van fossiele brandstoffen. Het transport van het dierlijk vet cat.3 zorgt voor een uitputting van fossiele brandstoffen ter waarde van 1% van de netto uitsparing van fossiele brandstoffen door het proces. De raffinage van het dierlijk vet cat.3 heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage.

Stoomproductie: het gaat grotendeels om een besparing van aardgas. De elektriciteit en de stoom die nodig zijn voor het wassen van het dierlijk vet zorgt voor een impact die slechts 0.5% bedraagt ten opzichte van de totale vermeden impact. Het wassen van het dierlijk vet cat.3 heeft voor deze impactcategorie geen significante bijdrage.

Biodiesel (koolzaad): de bijdrage van de productie van biodiesel uit ruwe koolzaadolie zorgt voor een aanzienlijke bijdrage tot de ganse keten van biodieselproductie uit koolzaad (voor die processen die meegenomen zijn in de analyse). Het gaat om 42% van de totale impact. De productie van methanol (grondstof en energie) (verantwoordelijk voor meer dan 70% van deze impact), de productie van NaOH en het energieverbruik voor de raffinage en de biodieselproductie zorgen voor een aanzienlijke uitputting van fossiele brandstoffen. Deze vermeden impact wordt gecompenseerd door de productie van biodiesel uit dierlijk vet cat.3.

Het gebruik van landbouwwerktuigen, de productie van kunstmeststoffen en het transport ervan zorgen voor een extra vermeden gebruik van fossiele brandstoffen. Het is deze vermeden impact die zorgt voor de netto uitsparing van fossiele brandstoffen voor dit scenario.

118

Het energieverbruik tijdens de productie van koolzaadolie zorgt niet voor een belangrijke uitputting van fossiele brandstoffen als we de ganse productieketen bekijken. Het gebruik van gewasresten voor de productie van hernieuwbare energie, ter vervanging van conventionele energie, zou niet resulteren in een sterke verbetering van de totale score voor de productie van koolzaadolie.

Biodiesel (fossiel): hierboven hebben we besloten dat de productie van biodiesel uit ruwe koolzaadolie of uit dierlijk vet cat.3 zorgt voor een aanzienlijke uitputting van fossiele brandstoffen. De uitputting van fossiele brandstoffen door de productie van biodiesel, inclusief het transport van het dierlijk vet cat.3, bedraagt 17% ten opzichte van de totale vermeden impact ten gevolge van het vermeden gebruik van zwavelarme fossiele diesel (voor die processen die meegenomen zijn in de analyse). Dit verklaart waarom de netto winst aan fossiele brandstoffen (hoofdzakelijk aardolie in dit geval) voor dit scenario significant kleiner is dan voor het scenario stoomproductie. De milieuwinst is ook kleiner dan voor het scenario elektriciteitsproductie, maar niet significant kleiner. Dit is te verklaren doordat een belangrijk deel van de energierecuperatie gebeurt in de vorm van elektriciteitsproductie. In de basisanalyse gaan we uit van de gemiddelde Belgische mix van energiedragers en technologieën voor de kwantificering van de vermeden impact. Een belangrijk deel van de geproduceerde elektriciteit is nucleair, hetgeen niet resulteert in een uitsparing van fossiele brandstoffen.

Mengvoederproductie: de vermeden impact ten gevolge van de uitsparing van plantaardige olie komt voor 24% van het uitsparen van palmolie en voor 47% van het uitsparen van sojaolie. De uitsparing van transport door de inzet van Vlaams dierlijk vet cat.3 in plaats van plantaardige olie uit Brazilië of Maleisië zorgt voor 29% van de vermeden fossiele brandstoffen. Het gaat om uitgespaarde fossiele brandstoffen voor transport, voor de productie van elektriciteit en van proceswarmte tijdens elk van de betrokken processen.

Voor de productie van ruwe palmolie is een relatief kleine input van fossiele brandstoffen vereist. Op oliepalmplantages zijn handelingen met machines niet vanzelfsprekend. Met de biomassa van de palmvruchten worden elektriciteit en warmte geproduceerd. Een deel wordt gebruikt als meststoffen, waardoor bespaard kan worden op kunstmeststoffen. Er is weinig externe fossiele brandstof nodig voor het productieproces. Kijken we naar geraffineerde palmolie, dan blijkt ongeveer 17% van de vermeden impact van de ganse productieketen afkomstig te zijn van het raffinageproces. Het gaat dan om impacts die verbonden zijn aan de besparing van lichte stookolie voor het raffinageproces.

De productie van ruwe sojaolie doet meer beroep op fossiele brandstoffen in vergelijking met de productie van palmolie. Dit vertaalt zich in een hoger aandeel in het totale vermeden gebruik van fossiele brandstoffen. Kijken we naar geraffineerde sojaolie, dan blijkt ongeveer 7% van de vermeden impact van de ganse productieketen afkomstig te zijn van het raffinageproces. Het gaat om impacts die verbonden zijn aan de besparing van lichte stookolie en aardgas voor het raffinageproces.

Voor beide plantaardige oliën samen gaat het voor meer dan 70% om de uitsparing van aardolie en voor ca. 20% om de uitsparing van aardgas.

Oleochemie (vetsplitsing en omestering): 65% van de vermeden impact voor het scenario vetsplitsing komt van het uitsparen van palmoliestearine. Het vermeden transport door de inzet van Vlaams dierlijk vet cat.3 in plaats van palmolie uit Maleisië zorgt voor 35% van de vermeden impact.

119

Voor de productie van ruwe palmolie is slechts een kleine input van fossiele brandstoffen vereist. Op oliepalmplantages zijn handelingen met machines niet vanzelfsprekend. Met de biomassa van de palmvruchten worden elektriciteit en warmte geproduceerd. Een deel wordt gebruikt als meststoffen, waardoor bespaard kan worden op kunstmeststoffen. Er is weinig externe fossiele brandstof nodig voor het productieproces. Kijken we naar geraffineerde palmolie, dan blijkt ongeveer 7% van de vermeden impact van de ganse productieketen afkomstig te zijn van het raffinageproces. Het gaat om impacts die verbonden zijn aan de besparing van lichte stookolie en aardgas voor het raffinageproces.

Voor omestering is de netto milieuwinst 16% lager. Het verschil is gedeeltelijk te wijten aan de raffinage van het dierlijk vet cat.3 en in mindere mate aan de lagere hoeveelheid palmoliestearine die vermeden wordt (989 kg voor omestering ten opzichte van 1000 kg voor vetsplitsing). Voor deze impactcategorie is het verschil tussen het scenario vetsplitsing en het scenario omestering relatief groot. Het gebruik van fossiele brandstoffen voor de productie van palmolie is relatief beperkt, zodat de extra input van fossiele brandstoffen voor de raffinage van het dierlijk vet cat.3 relatief sterk doorweegt op het netto resultaat.

6.2.3 Bespreking van de processen die de netto mili eu-impact van de onderzochte toepassingen bepalen of beïnvloeden

Figuur 18 geeft een overzicht van de resultaten van de basisanalyse voor dierlijk vet cat.3 (verder uitgedrukt als dierlijk vet) per impactcategorie. Op deze figuur wordt het scenario met de hoogste score op 100 gezet en de andere in percentages daarvan, impactcategorie per impactcategorie.

Uit deze figuur blijkt dat geen van de onderzochte toepassingen beter of slechter scoort dan de andere toepassingen. Er kan daarom geen voorkeur gegeven worden aan een bepaalde toepassingsmogelijkheid.

De processen die een belangrijke of zelfs bepalende milieu-impact veroorzaken binnen de onderzochte scenario’s worden in deze paragraaf besproken.

6.2.3.1 Scenario’s waarbij de inzet van plantaardig e olie vermeden wordt We bespreken eerst de scenario’s waarbij de inzet van plantaardige olie vermeden wordt: mengvoeder, biodiesel (koolzaad) en oleochemie (vetsplitsing en omestering). De milieu-impact van de toepassing zelf (productie en gebruik van mengvoeders, oleochemicaliën en biodiesel) is niet expliciet berekend , omdat deze onafhankelijk is van de gebruikte grondstof. Verwerking van plantaardige olie of dierlijk vet cat.3 geeft geen verschil in milieu-impact van het proces. In een vergelijkende LCA-studie worden dergelijke processen niet meegenomen. Enkel transport en raffinage30 van dierlijk vet kunnen dus bijdragen tot de milieu-impact van de toepassing van de afvalstof. De milieu-impact van de toepassing zelf heeft nooit een belangrijke bijdrage tot de netto milieu-impact van de scenario’s31. De

30 Behalve in de scenario’s mengvoederproductie en vetsplitsing

31 De raffinage van dierlijk vet resulteert niet in een relevante milieu-impact. Voor de impactcategorieën waarvoor dit wel het geval bleek te zijn, was dit te wijten aan een gebrek aan impact door de rest van de processen. We hebben hiervoor expliciet gekeken naar de grootte van de impact van de raffinage in vergelijking met andere (vermeden) impacts. De impact van de raffinage wordt daarenboven gecompenseerd door de impact van de vermeden raffinage van ruwe plantaardige olie.

120

netto impact wordt steeds bepaald door de vermeden processen 32. De vermeden milieu-impact wordt veroorzaakt door de teelt van energiegewassen, de productie van ruwe plantaardige olie, de raffinage ervan en het transport van plantaardige olie. Meestal is de milieu-impact van de teelt van energiegewassen bepalend, in bepaalde gevallen speelt ook de productie van plantaardige olie een belangrijke rol. Soms zorgt het vermeden transport van de plantaardige olie voor een belangrijke bijdrage.

De teelt van de energiegewassen (koolzaad, palmvruchten of sojabonen) zorgt vaak voor een belangrijke of bepalende milieu-impact.

Het gebruik van meststoffen (kunstmeststoffen, dierlijke meststoffen, andere biomassa) zorgt voor een input van stikstof en metalen naar de bodem:

• De resulterende stikstofemissies naar lucht en water zorgen voor een belangrijke bijdrage tot de schade aan luchtwegen door emissies van anorganische stoffen en schade aan ecosystemen door verzurende/vermestende emissies. De teelt van sojabonen resulteert in relatief lage stikstofemissies naar lucht en water, omdat soja een stikstoffixerend gewas is. Daarom is de netto milieuwinst voor het mengvoederscenario relatief klein. Voor de verschillende scenario’s gaat het telkens om een netto milieuwinst.

• De resulterende emissies van metalen naar de bodem hebben dan weer een belangrijke invloed op het resultaat voor schade aan menselijke gezondheid door kankerverwekkende stoffen en schade aan ecosystemen door ecotoxische stoffen. De teelt van koolzaad zorgt voor een netto opname van cadmium uit de bodem: het gewas haalt meer cadmium uit de bodem dan aangevoerd wordt via meststoffen. Cd-emissies naar landbouwgronden worden volgens de gebruikte methode beschouwd als potentieel kankerverwekkend. Hierdoor wordt voor het biodieselscenario (koolzaad) een netto milieu-impact (= geen milieuwinst) opgetekend voor deze impactcategorie. In alle andere gevallen is het resultaat een relatief belangrijke netto milieuwinst.

Het gebruik van land voor de teelt van energiegewassen is bepalend voor de schade aan ecosystemen door landgebruik. Hierbij hoort een kanttekening: de gebruikte Eco-Indicator 99 methode [Goedkoop et al.] bevat enkel kengetallen, gerelateerd aan de aanwezigheid van plantensoorten in West-Europa in functie van het landgebruik. Deze kengetallen zijn ook toegepast op het gebruik van land in Maleisië (teelt van oliepalmen) en Brazilië (teelt van sojabonen). Specifieke kengetallen voor deze regio’s zijn immers niet beschikbaar. Hierdoor kan de milieu-impact voor deze processen onderschat zijn. Het gaat voor alle scenario’s echter om een relatief belangrijke netto milieuwinst.

Het gebruik van meststoffen, de drooglegging van veengronden en de teelt van stikstoffixerende gewassen zorgen voor niet-energetische broeikasgasemissies. Het gebruik van meststoffen en de teelt van sojabonen (stikstoffixerend gewas) zorgen voor N2O-emissies. De teelt van palmvruchten op veengronden zorgt voor N2O- en CO2-emissies ten gevolge van de drooglegging van deze gronden. De berekeningen gaan ervan uit dat slechts een fractie van het areaal (4%) uit

32 In het mengvoederscenario wordt de inzet van (geraffineerde) palm- en sojaolie vermeden, in het biodieselscenario (koolzaad) de inzet van geraffineerde koolzaadolie en in de oleochemische scenario’s de inzet van palmoliestearine, telkens voor dezelfde productieprocessen.

121

veengronden bestaat. Bij uitbreiding van het areaal veengronden kan deze vermeden impact sterk toenemen. Het belang van deze niet-energetische broeikasgasemissies verklaart waarom de netto milieuwinst voor deze impactcategorie (schade aan menselijke gezondheid door klimaatverandering) relatief groot is in vergelijking met de netto milieuwinst voor de uitputting van fossiele brandstoffen.

De besproken milieu-impacts vinden plaats ter hoogte van de landbouwgronden. Andere milieu-impacts komen van de productie en het transport van meststoffen en het gebruik van landbouwwerktuigen. Deze processen kunnen samen voor een belangrijke impact zorgen voor verschillende impactcategorieën.

De productie van ruwe plantaardige olie uit energiegewassen zorgt in bepaalde gevallen ook voor een belangrijke milieu-impact. De milieu-impact van het productieproces en het transport van de oliehoudende vruchten (koolzaad en sojabonen) naar de productieplant spelen hierbij een rol.

Tijdens de productie van koolzaad- en sojaolie wordt hexaan geëmitteerd (extractie van olie met hexaan). De hexaanemissies leveren een belangrijke bijdrage tot schade aan luchtwegen door organische stoffen.

Biomassa van de verwerkte palmvruchten wordt verbrand voor de productie van energie. Hierdoor is weinig fossiele energie nodig voor de productie van palmolie. Emissies van vluchtige organische stoffen tijdens de verbranding van biomassa zorgen voor een belangrijke bijdrage tot schade aan luchtwegen door organische stoffen. Anorganische verbrandingsemissies zorgen voor een belangrijke bijdrage tot schade aan luchtwegen door anorganische stoffen (NOx, SO2 en stof) en in mindere mate tot schade aan ecosystemen door verzurende/vermestende emissies (NOx, SO2).

In geval van sojaolie zorgt het transport van de sojabonen naar de productieplant voor een relatief belangrijke impact op de luchtwegen door anorganische stoffen.

Het vermeden transport van palm- of sojaolie zorgt in bepaalde gevallen voor een belangrijke milieuwinst.

Wanneer het gebruik van palm- of sojaolie vermeden wordt, zorgt de inzet van dierlijk vet voor een netto besparing op transport. Palm- en sojaolie worden immers in het land van herkomst (respectievelijk Maleisië en Brazilië) over relatief lange afstand met de vrachtwagen vervoerd en vervolgens per schip naar West-Europa gebracht. De vermeden milieu-impact van deze transportstappen draagt voor bepaalde impactcategorieën bij tot de netto milieuwinst. Transport over de weg heeft een grotere milieu-impact per tonkilometer33 dan transport over water. De grootste afstanden worden per schip afgelegd, maar de grote afstand tot Maleisië en Brazilië is nooit bepalend.

Wanneer het gebruik van koolzaadolie vermeden wordt, is het vermeden transport van de koolzaadolie even groot als het transport van het dierlijk vet. Er wordt van uitgegaan dat zowel de koolzaadolie als het dierlijk vet in Vlaanderen geproduceerd worden.


122

6.2.3.2 Scenario’s waar fossiele brandstoffen en an dere conventionele energiebronnen vermeden worden Ook voor de scenario’s elektriciteitsproductie, stoomproductie en biodiesel (fossiel) is de vermeden impact vaak belangrijk of bepalend . Voor deze scenario’s gaat het om de milieu-impact van stoomproductie op basis van aardgas, van de productie van “conventionele” elektriciteit of van de productie en het gebruik van fossiele zwavelarme diesel. De milieu-impact van de toepassing van dierlijk vet is in dit geval onbestaande ofwel klein vergeleken met de vermeden milieu-impact.

Voor een aantal impactcategorieën kan de specifieke milieu-impact van de toepassing van dierlijk vet een belangrijke bijdrage hebben tot de netto milieu-impact van deze scenario’s. Het gaat de verbranding van dierlijk vet in een dieselmotor, een stoomketel of een personenvoertuig en van de productie van biodiesel uit dierlijk vet. Het transport en de raffinage van dierlijk vet zorgen niet voor een significante milieu-impact34.

Voor het scenario stoomproductie bekomen we voor schade aan luchtwegen door anorganische stoffen en schade aan ecosystemen door verzurende/vermestende emissies een netto milieu-impact (= geen milieuwinst). De NOx-emissies van de verbranding van dierlijk vet zijn bepalend. Deze NOx-emissies zijn hoger dan de NOx-emissies bij verbranding van een equivalente35 hoeveelheid aardgas, hetgeen resulteert in de netto milieu-impact. Voor het scenario elektriciteitsproductie zijn de verbrandingsemissies (NOx) eveneens belangrijk. Conventionele elektriciteitsproductie zorgt echter gemiddeld voor een grotere impact36, zodat de score voor beide impactcategorieën een netto milieuwinst is.


• Methanolemissies tijdens de productie van biodiesel zorgen ervoor dat er een netto milieu-impact (= geen milieuwinst) is voor schade aan luchtwegen door emissies van organische stoffen;

• Het energieverbruik voor de productie van biodiesel en voor de productie van de grondstoffen methanol en natriumhydroxide zorgt voor een verlaging van de netto milieuwinst voor schade aan gezondheid door klimaatverandering (vermindering met 10%) en uitputting van fossiele brandstoffen (vermindering met 17%).

34 De raffinage van dierlijk vet resulteert niet in een relevante milieu-impact. Voor de impactcategorieën waarvoor dit wel het geval bleek te zijn, was dit te wijten aan een gebrek aan impact door de rest van de processen. We hebben hiervoor expliciet gekeken naar de grootte van de impact van de raffinage in vergelijking met andere (vermeden) impacts. 35 Een hoeveelheid aardgas waarmee eenzelfde hoeveelheid stoom geproduceerd wordt.

36 NOx en SOx, maar ook stof (voor schade aan luchtwegen door anorganische stoffen)

123

Figuur 18: Vergelijking van de milieuprofielen van 5 toepassingsmogelijkheden van dierlijk vet cat.3

-100%

-80%

-60%

-40%

-20%

0%

20%

Rel

atie

ve b

ijdra

ge (

%)


Carcinogens

Resp. Organics

Resp. Inorganics

Climate change

Ecotoxicity


Land useMinerals

Fossil fuels

124

6.2.4 Besluit over de basisanalyse met betrekking t ot de toepassing van dierlijk vet cat.3

6.2.4.1 Energierecuperatie vs. recyclage De aanvankelijke vraag voor deze studie was of er een verschil is in milieu-impact tussen energierecuperatie en recyclage van dierlijk vet categorie 3 (dierlijk vet). Onder energierecuperatie valt elektriciteitsproductie en stoomproductie. De routes voor recyclage zijn: gebruik in mengvoeders, gebruik in de oleochemie en biodieselproductie.

Om de impact van biodieselproductie te evalueren werden twee uitgangspunten gevolgd: biodiesel uit dierlijk vet vervangt op de markt ofwel andere biodiesel (uit koolzaad) ofwel fossiele diesel. De keuze tussen beide heeft een belangrijke invloed op de vergelijking energierecuperatie vs. recyclage.

Indien uitgegaan wordt van de uitsparing van fossiele diesel door de inzet van biodiesel uit dierlijk vet, scoort energierecuperatie enkel significant beter dan recyclage voor de impactcategorie schade aan luchtwegen door emissies van organische stoffen. Recyclage scoort voor geen van de impactcategorieën significant beter dan energierecuperatie. Op basis van deze indeling kan dus niet besloten worden welke van de twee opties een lagere milieu-impact heeft.

Indien uitgegaan wordt van de uitsparing van biodiesel uit koolzaad door de inzet van biodiesel uit dierlijk vet, scoort energierecuperatie significant beter dan recyclage voor volgende impactcategorieën:

• Schade aan menselijke gezondheid door klimaatverandering

• Uitputting van fossiele brandstoffen

Deze resultaten liggen in de lijn van de verwachtingen, aangezien de doelstelling is van de productie van hernieuwbare energie net is het uitsparen van fossiele brandstoffen en beperken van klimaateffecten.

Recyclage scoort significant beter dan energierecuperatie voor volgende impactcategorieën:

• Schade aan de luchtwegen door emissies van anorganische stoffen

• Schade aan ecosystemen door emissies van verzurende/vermestende stoffen

• Schade aan ecosystemen door landgebruik

De eerste twee impactcategorieën hebben deels betrekking op emissies van stikstofverbindingen naar het milieu.

Voor volgende impactcategorieën is geen verschil tussen recyclage en energierecuperatie volgens beide varianten voor biodieselproductie:

• Schade aan menselijke gezondheid door emissies van kankerverwekkende stoffen

• Schade aan ecosystemen door emissies van ecotoxische stoffen

• Uitputting van mineralen

De eerste twee impactcategorieën hebben deels betrekking op emissies van metalen naar bodem, water of lucht.

125

Uitgaande van deze vergelijkende LCA-studie kan niet besloten worden of recyclage van dierlijk vet beter is voor het milieu dan energierecuperatie of omgekeerd.

6.2.4.2 Onderlinge vergelijking van de scenario’s De vergelijking energierecuperatie vs. recyclage wordt bemoeilijkt door de positie van het de biodieselscenario’s. De vraag stelt zich of deze eerder bij recyclage dan wel bij energierecuperatie aansluiten. Het milieuprofiel van de 2 biodieselscenario’s is echter onderling verschillend. Als we ervan uitgaan dat biodiesel uit dierlijk vet biodiesel uit koolzaad vervangt, heeft dit een ander milieuprofiel dan wanneer hij fossiele diesel vervangt.

Voor het scenario biodiesel (koolzaad) is er geen verschil ten opzichte van de andere recyclagescenario’s voor:




De score is hetzelfde of significant beter dan de andere recyclagescenario’s voor:


• Schade aan ecosystemen door verzurende/vermestende emissies

• Sschade aan ecosystemen ten gevolge van landgebruik

De score is significant beter dan de andere recyclagescenario’s voor:

• Schade aan luchtwegen door organische emissies


De score voor het biodieselscenario (koolzaad) is tenslotte significant slechter dan alle andere recyclagescenario’s voor de impactcategorie schade aan menselijke gezondheid door emissies van kankerverwekkende stoffen37.

Voor de andere recyclagescenario’s zijn er onderling ook verschillen in score. Deze verschillen zijn in belangrijke mate bepaald door de aanname omtrent de uitgespaarde plantaardige olie of afgeleide producten.

Uitgaande van de uitsparing van biodiesel uit koolzaadolie is de netto milieu-impact voor het biodieselscenario meermaals gelijk aan de netto milieu-impact van een ander recyclagescenario. Er kan echter niet besloten worden dat het milieuprofiel meer gelijklopend of vergelijkbaar is met het milieuprofiel van de andere recyclagescenario’s dan met het milieuprofiel van de scenario’s rond energierecuperatie. Dergelijke uitspraak zou immers een weging van de resultaten impliceren.

37 Dit is het gevolg van de aanname dat de opname van cadmium door koolzaad groter is dan de hoeveelheid cadmium die via de meststoffen wordt toegediend aan de landbouwgronden. Hierdoor krijgen we een netto milieuwinst door de teelt van koolzaad en dus een netto milieu-impact door het vermijden van de teelt van koolzaad.

126

Het milieuprofiel van het scenario biodiesel (fossiel) vergelijken we met de scenario’s rond energetische valorisatie. Voor volgende impactcategorieën is er geen verschil:

• Schade aan menselijke gezondheid door kankerverwekkende emissies





• Schade aan ecosystemen ten gevolge van landgebruik

De score van het biodieselscenario (fossiel) is ofwel hetzelfde ofwel significant slechter in vergelijking met de energetische valorisatiescenario’s voor:



Voor de twee scenario’s rond energierecuperatie zijn de scores evenmin hetzelfde voor elk van de impactcategorieën. De verschillen zijn in belangrijke mate te verklaren doordat in het ene geval (ondermeer) elektriciteit wordt uitgespaard en in het andere geval alleen warmte. De productie van elektriciteit resulteert in specifieke uitgespaarde emissies38 die voor bepaalde impactcategorieën bepalend zijn.

Uitgaande van een uitsparing van fossiele diesel is de netto milieu-impact voor het biodieselscenario meermaals gelijk aan de netto milieu-impact van een scenario met betrekking tot energierecuperatie. Er kan echter niet besloten worden dat het milieuprofiel meer gelijklopend of vergelijkbaar is met het milieuprofiel van de scenario’s rond energierecuperatie dan met het milieuprofiel van de recyclagescenario’s. Dergelijke uitspraak zou immers een weging van de resultaten impliceren.

Het blijkt dus niet mogelijk de biodieselscenario’s bij energierecuperatie of recyclage in te delen op basis van milieu-impact. Indien we biodiesel buiten beschouwing laten, kan wel een vergelijking tussen energierecuperatie (dwz elektriciteits- of stoomproductie) en recyclage (dwz oleochemie of mengvoeder) gemaakt worden:

De verschuiving van recyclage in oleochemie of mengvoeder naar energierecuperatie zorgt voor een verschuiving van de milieu-impact; energierecuperatie scoort significant beter voor de volgende impactcategorieën:


• Schade aan menselijke gezondheid door broeikasgasemissies

38 Stofemissies voor de impact categorie schade aan luchtwegen door anorganische emissies en metaalertsen voor de constructie van stalen vaten voor de berging van nucleair afval.

127

• Schade aan de luchtwegen door emissies van organische stoffen;

Energierecuperatie scoort significant beter of even goed voor uitputting van mineralen, afhankelijk van de vorm van energierecuperatie.

Mengvoederindustrie en oleochemie scoren anderzijds significant beter voor:

• Schade aan menselijke gezondheid door emissies van kankerverwekkende stoffen;

• Schade aan de luchtwegen door emissies van anorganische stoffen,



De keuze voor energierecuperatie of recyclage zorgt dus voor een verplaatsing van de milieu-effecten.

6.3 Toepassing van gerecycleerde GFVO

6.3.1 Milieuprofiel van de scenario's

De netto milieu-impact van de toepassingsmogelijkheden wordt weergegeven in Tabel 10. Deze tabel geeft de absolute resultaten per impactcategorie. Een grafische weergave van de resultaten is terug te vinden in Figuur 29, pagina 160. Op deze figuur wordt het scenario met de hoogste score op 100 gezet en de andere in percentages daarvan, impactcategorie per impactcategorie.

Omdat het moeilijk is om deze resultaten te interpreteren en te vergelijken, zijn de bijdragen tot de verschillende impactcategorieën bekeken in relatie tot een referentiewaarde: de schade veroorzaakt bij één Europeaan per jaar (Figuur 19). Deze resultaten zijn genormaliseerd volgens de Eco-indicator 99 methode [Goedkoop et al.].

Uit de resultaten blijkt dat geen van de onderzochte scenario’s voor alle impactcategorieën ofwel significant beter ofwel significant slechter scoort dan alle andere scenario's.

In § 6.3.2 Analyse van de resultaten per impactcategorie, pagina 130, bespreken we de resultaten per impactcategorie. Bij deze bespreking wordt ook aangegeven welke resultaten als significant verschillend kunnen worden beschouwd bij de interpretatie.

In § 6.3.3 Bespreking van de processen die de netto milieu-impact van de onderzochte toepassingen bepalen of beïnvloeden, pagina 156, wordt kort samengevat welke processen een bepalende of belangrijke bijdrage hebben tot de netto milieu-impact van de verschillende scenario’s. Tenslotte wordt een algemeen besluit omtrent deze basisanalyse geformuleerd in § 6.3.4 Besluit met betrekking tot de toepassing van gerecycleerde GFVO: basisanalyse, pagina 161.

128

Tabel 10: Overzicht veroorzaakte schade per impactc ategorie en per scenario voor de toepassing van ger ecycleerde GFVO

Impactcategorie Eenheid Elektriciteitsproductie Sto omproductie Vetsplitsing Omestering Biodiesel (koolzaad)

Biodiesel (fossiel)

Carcinogens DALY -1,19E-05 -1,34E-06 -6,63E-04 -7,26E-04 7,67E-05 -1,13E-05

Resp. organics DALY -1,08E-06 -1,09E-06 -4,71E-07 -3,50E-07 -8,40E-07 2,33E-07

Resp. inorganics DALY -3,88E-04 1,63E-04 -1,28E-03 -1,24E-03 -1,07E-03 -2,20E-04

Climate change DALY -6,68E-04 -5,58E-04 -3,02E-04 -2,76E-04 -3,26E-04 -5,65E-04

Ecotoxicity PAF*m2yr -3,30E+01 -1,68E+00 -3,49E+03 -2,04E+03 -8,33E+03 -3,28E+01

Acidification/ Eutrophication PDF*m2yr -5,26E+00 1,34E+01 -1,05E+02 -9,33E+01 -1,30E+02 -3,92E+00

Land use PDF*m2yr -4,30E+00 -6,10E-02 -4,60E+03 -4,38E+03 -5,71E+03 1,10E-01

Minerals MJ surplus -9,04E-01 -7,51E-03 -3,12E-02 -3,60E-02 -5,66E-02 1,04E-01

Fossil fuels MJ surplus -5,75E+03 -6,63E+03 -6,75E+02 -7,21E+02 -9,31E+02 -4,72E+03

129

Figuur 19: Vergelijking van de genormaliseerde mili euprofielen voor de toepassing van gerecycleerde GF VO

-1,20

-1,00

-0,80

-0,60

-0,40

-0,20

0,00

0,20

Gen

orm

alis

eerd

e bi

jdra

ge

Elektriciteitsproductie Stoomproductie Omestering Vetsplitsing Biodiesel (koolzaad) Biodiesel (fossiel)

Carcinogens

Resp. Organics

Resp. Inorganics

Climate change

Ecotoxicity


Land use

Minerals

Fossil fuels

130

6.3.2 Analyse van de resultaten per impactcategorie

Het is niet toegelaten om de netto impact voor de verschillende impactcategorieën op te tellen tot één globale impact per toepassingsscenario. Het is enkel toegelaten om de scenario’s te vergelijken per impactcategorie. Enkel wanneer één scenario voor alle impactcategorieën significant beter of slechter scoort dan elk van de andere scenario’s, kan besloten worden dat het een beter of een slechter milieuprofiel heeft dan de anderen.

Tijdens de bespreking van de scenario’s afzonderlijk is belangrijk te weten of een proces een belangrijke bijdrage heeft tot een bepaalde impactcategorie of niet. Volgens ISO 14043 de belangrijkheid van de bijdragen worden geclassificeerd in termen van percentage. De criteria zijn:

A: bijdrage > 50 %: most important, significant influence;

B: 25 % < bijdrage ≤ 50 %: very important, relevant influence;

C: 10 % < bijdrage ≤ 25 %: fairly important, some influence;

D: 2,5 % < bijdrage ≤ 10 %: little important, minor influence;

E: bijdrage < 2,5 %: not important, negligible influence.

In onze bespreking hebben we ons niet strikt gehouden aan bovenstaande terminologie.

Wanneer de milieuprofielen van de verschillende scenario’s met elkaar vergeleken worden, zullen we de volgende vuistregel gebruiken om de significantie van de verschillen te bepalen:

• 20%: voor de goed gedefinieerde impactcategorieën uitputting mineralen, fossiele grondstoffen en broeikaseffect;

• 30% voor de impactcategorieën waar de methodologie nog niet zo goed onderbouwd is of nog onvolledig, dus voor het gecombineerde effect van verzuring/vermesting, ecotoxiciteit, kankerverwekkende effecten, respiratoire effecten door respectievelijk organische en anorganische stoffen en schade aan ecosystemen door landgebruik.

Wanneer het verschil in netto impact voor twee scenario’s kleiner is dan 20% of 30% (naargelang de impactcategorie) moet er van uitgegaan worden dat er geen verschil is tussen deze scenario’s voor de impactcategorie in kwestie.

6.3.2.1 Schade aan menselijke gezondheid veroorzaak t door de emissies van kankerverwekkende stoffen Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 20. Er is geen verschil tussen de scenario’s elektriciteitsproductie, stoomproductie en de twee biodieselscenario’s voor wat betreft de impact op de menselijke gezondheid ten gevolge van de emissies van kankerverwekkende stoffen. Anderzijds is er evenmin verschil tussen beide scenario’s met betrekking tot de toepassing in de oleochemie (omestering en vetsplitsing). Deze laatste twee scenario’s scoren echter wel significant beter dan de eerste vier scenario’s.

131

-0,0008 -0,0007 -0,0006 -0,0005 -0,0004 -0,0003 -0,0002 -0,0001 0 0,0001 0,0002DALY

Biodiesel (fossiel)


Vetsplitsing

Omestering

Stoomproductie


Figuur 20: Schade aan menselijke gezondheid veroorz aakt door emissies van kankerverwekkende stoffen

Het scenario elektriciteitsproductie : 3 deelprocessen leveren een bijdrage aan de milieu-impact van de toepassing van gerecycleerde GFVO: de raffinage, de verbranding en het transport van gerecycleerde GFVO naar de installatie. De vermeden milieu-impact komt van de recuperatie van warmte en de productie van elektriciteit. Een klein deel van de gerecupereerde warmte en van de geproduceerde elektriciteit wordt gebruikt voor de raffinage van de gerecycleerde GFVO. De raffinage heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage.

Het scenario zorgt voor een netto milieuwinst voor de impactcategorie kankerverwekkende emissies. Als we kijken naar de grootte van de impacts, dan blijkt dat de impact van de verbrandingsemissies van de dieselmotoren slechts enkele procenten bedraagt ten opzichte van de totale vermeden impact (van warmterecuperatie en elektriciteitsproductie). Het gaat in dat geval om emissies van zware metalen naar de lucht (verbrandingsemissies). In vergelijking met het gebruik van dierlijk vet cat.3, wordt een kleinere hoeveelheid effectief verbrand voor energieproductie, omdat de gerecycleerde GFVO meer vrije vetzuren bevat en deze verwijderd worden uit de gerecycleerde GFVO tijdens de raffinage. De bijdrage van transport van gerecycleerde GFVO naar de installatie is zelfs nog minder groot dan de impact van de verbrandingsemissies.

Kijken we naar de vermeden impact, dan is deze voor meer dan 95% afkomstig van de vermeden elektriciteitsproductie (arseenemissies naar water en cadmiumemissies naar bodem) en voor minder dan 5% van de warmterecuperatie (arseen- en cadmiumemissies naar het water). In vergelijking met de oleochemische scenario’s (vetsplitsing en omestering) gaat het om een zeer kleine netto milieuwinst.

132

Het is de netto vermeden impact die we besproken hebben voor de energierecuperatie. Het verbruik van elektriciteit en warmte (en fosforzuur), nodig voor de raffinage van de gerecycleerde GFVO, is hierbij in mindering gebracht. Het gaat om een beperkt energieverbruik. Uitgedrukt naar primair energieverbruik39, gaat het om ongeveer 1,5% van de energie-inhoud van de gerecycleerde GFVO die effectief verbrand worden in de dieselmotor.

Het scenario stoomproductie : voor dit scenario is er geen impact ten gevolge van de verbranding van gerecycleerde GFVO in de stoomketel. Voor dit scenario is geen extra transportstap nodig, aangezien er van uitgegaan wordt dat de gerecycleerde GFVO verbrand wordt op het bedrijf waar ze gerecycleerd worden.

De vermeden impact ten gevolge van de warmterecuperatie (stoomproductie) is een netto impact. De warmte en elektriciteit die nodig zijn om de gerecycleerde GFVO te wassen zijn hierbij in rekening gebracht. De warmte en de elektriciteit die nodig zijn om het vet te wassen zijn hierbij in mindering gebracht. Het gaat evenwel om een zeer gering energieverbruik: omgerekend naar primair energieverbruik39, gaat het om slechts 0,6% van de veronderstelde calorische inhoud van de gerecycleerde GFVO. De impact voor deze categorie wordt dus bepaald door de vermeden emissies van stoomproductie in een aardgasketel. Analyse van de resultaten toont aan dat de emissies van kankerverwekkende stoffen toe te schrijven zijn aan het gebruik van elektriciteit tijdens de levenscyclus van aardgas (van aardgaswinning tot en met transport en distributie en afvalverwerking).

In vergelijking met de recyclagescenario’s gaat het om een zeer kleine netto milieuwinst.

Biodiesel (koolzaad): dit scenario gaat ervan uit dat biodiesel uit gerecycleerde GFVO zorgt voor een uitsparing van biodiesel uit koolzaadolie. Alvorens biodiesel te produceren, worden zowel de gerecycleerde GFVO als de koolzaadolie (ruwe) geraffineerd. In geval van gerecycleerde GFVO gaat het om wassen en deodoriseren (vrije vetzuren verwijderen). In geval van ruwe koolzaadolie gaat het om ontslijmen/bleken en deodoriseren. Het productieproces voor beide grondstoffen is identiek. Wel wordt er een lager rendement bekomen bij gebruik van gerecycleerde GFVO, aangezien deze gemiddeld gezien een hoger gehalte aan vrije vetzuren hebben. Vrije vetzuren worden verwijderd tijdens de raffinage. Het transport van enerzijds gerecycleerde GFVO en anderzijds koolzaadolie is eveneens (zo goed als) gelijk. Daarom wordt de impact van dit scenario grotendeels bepaald door de vermeden impact van de teelt van koolzaad en de daaropvolgende productie van ruwe koolzaadolie uit het koolzaad. Deze vermeden impact is kleiner voor gerecycleerde GFVO dan voor dierlijk vet cat.3, aangezien minder biodiesel uit koolzaad wordt uitgespaard per ton vetten of olie.

Voor de teelt van koolzaad baseren we ons op LCI-data uit een recente Deense LCI-studie over de productie van plantaardige olie [Schmidt]. Enerzijds hebben we deze data aangepast met betrekking tot het gebruik van dierlijke mest, zodat ze meer overeenkomen met de Vlaamse situatie. Anderzijds gaat de Deense studie ervan uit dat een deel van de gewasresten van het veld gehaald worden en gebruikt worden in een energiecentrale, voor de productie van hernieuwbare energie. Omdat er niet direct aanwijzigen zijn dat dit een gangbare praktijk is in Vlaanderen, zijn we ervan uitgegaan dat de gewasresten niet gevaloriseerd

39 Waarbij het elektriciteitsverbruik wordt vermenigvuldigd met 2,5.

133

worden. Deze aannames is besproken met [OVAM]. Voor palmolie (scenario mengvoederproductie en oleochemie) wordt een groot deel van de nodige energie wel geproduceerd uitgaande van de resten van de verwerkte palmvruchten. Energetische valorisatie van de gewasresten van het koolzaad zou zeker een invloed hebben op het milieuprofiel van dit scenario.

De vermeden impact wordt bepaald door de emissies van cadmium naar de bodem ter hoogte van de koolzaadproductie. Het gaat om emissies naar landbouwgrond. Volgens de gebruikte LCI-data [Schmidt] wordt door het koolzaad meer cadmium uit de bodem gehaald dan er wordt aangebracht via de meststoffen (dierlijke mest en kunstmeststoffen). Hierdoor wordt een milieuwinst bekomen door koolzaad te telen en oogsten. Door dit proces te vermijden, verkrijgen we een netto milieu-impact en niet langer een milieuwinst. De productie van koolzaadolie uit koolzaad resulteert niet in een significante bijdrage tot de totale netto milieu-impact.

Biodiesel (fossiele diesel ): dit scenario gaat ervan uit dat biodiesel van gerecycleerde GFVO zorgt voor een uitsparing van fossiele diesel (zwavelarme diesel). Opnieuw worden de gerecycleerde GFVO geraffineerd alvorens biodiesel te produceren. Het productieproces is volgens deze aannames volledig verschillend van het productieproces van zwavelarme fossiele diesel. Volgens deze aanname wordt voor gerecycleerde GFVO een extra transportstap in rekening gebracht, die verschilt van het transport van fossiele diesel. Tenslotte zorgt het gebruik van biodiesel voor verschillende emissies naar de lucht in vergelijking met zwavelarme fossiele diesel. Deze emissies worden, voor zover ze verschillend zijn, in rekening gebracht. De milieu-impact ten gevolge van de distributie van de brandstoffen naar de tankstations en ter hoogte van de tankstations wordt gelijk verondersteld voor beiden brandstoffen en wordt daarom niet in rekening gebracht.

Als we kijken naar de milieu-impact van de productie van biodiesel (exclusief de transportstap en de gebruiksfase), zien we dat meer dan 96% (ongeveer 14% van methanol en ongeveer 83% van natriumhydroxide (NaOH)) van de impact door kankerverwekkende emissies het gevolg is van het gebruik van NaOH en methanol tijdens de productie van biodiesel. NaOH en methanol zijn nodig voor de productie van Natriummethanolaat, dat gebruikt wordt als katalysator van de chemische reactie. Methanol is nodig voor de vorming van methylesters uit gerecycleerde GFVO. Deze impact is voor een groot deel toe te schrijven aan het gebruik van elektriciteit tijdens de productie van deze additieven of grondstoffen van additieven. De impact van het raffinageproces van de gerecycleerde GFVO is eveneens zeer beperkt. Als we kijken naar het elektriciteits- en stoomverbruik voor raffinage, omgezet naar primair energieverbruik29, dan gaat het om ongeveer 1,5% van de energie-inhoud van de gerecycleerde GFVO die effectief omgezet worden naar biodiesel. In tegenstelling tot biodiesel uitgaande van dierlijk vet cat.3, moet biodiesel uitgaande van gerecycleerde GFVO achteraf gedistilleerd worden. Hiervoor is een relatief grote hoeveelheid warmte nodig, in vergelijking met het deodoriseren. Toch gaat het ook hier om een relatief beperkte impact. Het nodige elektriciteits- en stoomverbruik voor distilleren, omgezet naar primair energieverbruik, bedraagt slechts 0,7% van de energie-inhoud van de gerecycleerde GFVO die effectief omgezet zijn naar biodiesel.

De impact van biodieselproductie is echter klein in vergelijking met de impact van de productie van fossiele zwavelarme diesel. Het gaat om de emissies van kankerverwekkende stoffen vanaf de winning van aardolie tot en met de regionale opslag van de zwavelarme diesel).

134

De gebruiksfase zorgt uiteindelijk voor een belangrijke bijdrage tot de totale netto impact. De emissies van het gebruik van biodiesel zorgen voor 23% van de totale impact van de biodieselketen. Voor zwavelarme fossiele diesel gaat het om 44% van de totale impact van de productie- en gebruiksketen (voor die processen die in rekening gebracht zijn). Het gaat in beide gevallen om de uitstoot van roetdeeltjes. Deze uitstoot is hoger bij gebruik van fossiele diesel dan bij gebruik van biodiesel.

Ook voor dit scenario is de netto milieuwinst zeer klein in vergelijking met de scenario’s mengvoeder en de oleochemie (omestering en vetsplitsing).

Oleochemie (vetsplitsing en omestering): deze scenario’s gaan ervan uit dat gerecycleerde GFVO worden ingezet in de oleochemie voor de productie van ofwel vetzuren (vetsplitsing) ofwel methylesters (omestering).

Voor de toepassing van gerecycleerde GFVO gaan we ervan uit dat palmoliestearine (36%), palmolie-oleïne (32%) en geraffineerde koolzaadolie (32%) worden uitgespaard. Palmoliestearine en -oleïne worden geproduceerd uit geraffineerde palmolie. Het fractioneren van geraffineerde palmolie is niet meegenomen in het milieuprofiel. Er wordt van uitgegaan dat de milieu-impact verwaarloosbaar is. Palmolie-oleïne heeft een grotere economische waarde dan stearine. Daarom wordt een kleiner deel van de impact van de productie van geraffineerde palmolie toegewezen aan stearine dan aan oleïne. Dit resulteert in iets lagere vermeden emissies ten gevolge van de uitsparing van stearine dan ten gevolge van de uitsparing van geraffineerde palmolie of van palmolie-oleïne. Omgekeerd wordt een groter deel van de impact toegewezen aan oleïne. Uiteindelijk wordt per ton (geraffineerde) gerecycleerde GFVO die gebruikt wordt in de oleochemie, 666 kg ton geraffineerde palmolie uitgespaard, iets minder dus dan 68% (som van stearine en oleïne).

Er is een transportstap nodig om de gerecycleerde GFVO naar de oleochemische bedrijven te brengen. Ook voor de plantaardige olie is transport nodig: palmolie wordt getransporteerd met de vrachtwagen van de fabriek in Maleisië naar de haven, vervolgens met een tanker tot Europa en tenslotte met de vrachtwagen tot de oleochemische fabriek. Voor koolzaadolie is er enkel transport binnen Vlaanderen. Voor dit scenario is er een netto uitsparing van transport, aangezien de gerecycleerde GFVO uit Vlaanderen komen en een belangrijk deel van de uitgespaarde plantaardige olie uit Maleisië afkomstig is. Voor gerecycleerde GFVO en koolzaadolie worden even grote transportafstanden verondersteld.

Vetzuren worden geproduceerd door middel van vetsplitsing. Hiervoor moeten de gerecycleerde GFVO niet extra voorbehandeld of geraffineerd worden. Ongewenste stoffen komen terecht in het destillatieresidu’s. Omdat er maximaal ppm’s aan stoorstoffen aanwezig zijn in de gerecycleerde GFVO, wordt de verwerking van deze residu’s niet meegenomen in de berekening van het milieuprofiel. De procesemissies van de oleochemische processen worden verder gelijk verondersteld. De processen zelf worden daarom niet gekwantificeerd. De bespreking van de resultaten beperkt zich daarom tot de processen die voorafgaan aan de inzet in de oleochemie.

Vetzuuresters worden geproduceerd door middel van een omestering. Hiervoor is wel een voorbehandeling van de gerecycleerde GFVO nodig. Ze worden gewassen en de vrije vetzuren worden verwijderd. Dezelfde eisen worden gesteld als voor de productie van biodiesel. Opnieuw komen ongewenste stoffen terecht in distillatieresidu’s en wordt de verwerking van deze residu’s niet meegenomen in de berekening van het milieuprofiel. Opnieuw gaan we ervan uit dat het gebruik van gerecycleerde GFVO en van de plantaardige alternatieven in de oleochemie

135

gepaard gaat met dezelfde milieu-impact. We hebben deze niet gekwantificeerd. De bespreking van de resultaten beperkt zich daarom tot de processen die voorafgaan aan de toepassing in de oleochemie.

De resultaten voor vetsplitsing en omestering zijn nagenoeg gelijk aan elkaar. Het enige verschil is de extra raffinage van de gerecycleerde GFVO voor omestering. Dit brengt een kleine extra milieu-impact mee ten gevolge van het raffinageproces. Voor omestering wordt een kleinere hoeveelheid plantaardige olie uitgespaard omdat de vrije vetzuren verwijderd worden uit de gerecycleerde GFVO. We gaan daarom uit van een vervanging van 966 kg plantaardige olie en niet 1000 kg. We bespreken enkel de resultaten van het scenario vetsplitsing en geven aan dat de vermeden impact voor het scenario omestering steeds iets lager is dan voor vetsplitsing. Het zou te omslachtig zijn om beide scenario’s apart te bespreken.

De vermeden impact ten gevolge van de emissies van kankerverwekkende stoffen is in het geval van uitgespaarde ruwe palmolie voor meer dan 99% toe te schrijven aan emissies van metalen naar de bodem. Het gaat voornamelijk om cadmium en bijkomend om arseen die via meststoffen terechtkomen in de bodem. De raffinage van de palmolie heeft voor deze impactcategorie geen invloed.

In het geval van koolzaadolie wordt de vermeden impact bepaald door de emissies van cadmium naar de bodem ter hoogte van de koolzaadproductie. Het gaat om emissies naar landbouwgrond. Volgens de gebruikte LCI-data [Schmidt] wordt door het koolzaad meer cadmium uit de bodem gehaald dan er wordt aangebracht via de meststoffen (dierlijke mest en kunstmeststoffen). Hierdoor wordt een milieuwinst bekomen door koolzaad te telen en oogsten. Door dit proces te vermijden, verkrijgen we een netto milieu-impact en niet langer een milieuwinst. De productie van koolzaadolie uit koolzaad resulteert niet in een significante bijdrage tot de totale netto milieu-impact.

Bijna 68% van de uitgespaarde plantaardige olie bestaat uit geraffineerde palmolie. Iets meer dan 32% bestaat uit geraffineerde koolzaadolie. De milieuwinst ten gevolge van de uitsparing van geraffineerde palmolie is groter (28 keer groter) dan de netto milieu-impact ten gevolge van de vermeden geraffineerde koolzaadolie.

Deze impact bepaalt volledig de netto milieuwinst voor vetsplitsing. Voor omestering is het resultaat nagenoeg gelijk, op enkele procenten (3%) na. Er is de extra impact van de raffinage van de gerecycleerde GFVO en een iets kleinere hoeveelheid uitgespaarde plantaardige olie. Er is ook geen significante bijdrage van het netto uitgespaarde transport.

6.3.2.2 Schade aan luchtwegen veroorzaakt door de e missies van organische stoffen Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 21. Er is geen verschil tussen de scenario’s elektriciteitsproductie, stoomproductie en het biodieselscenario (koolzaad) voor wat betreft de impact op de luchtwegen ten gevolge van de emissies van organische stoffen. De milieuwinst is wel significant groter dan de netto milieu-impact van de andere 3 scenario’s. Er is geen verschil tussen de oleochemische scenario’s (omestering en vetsplitsing) en het biodieselscenario (fossiel).

136

-0,0000012 -0,000001 -0,0000008 -0,0000006 -0,0000004 -0,0000002 0 0,0000002 0,0000004DALY

Biodiesel (fossiel)


Vetsplitsing

Omestering

Stoomproductie


Figuur 21: Schade aan luchtwegen veroorzaakt door d e emissies van organische stoffen

Elektriciteitsproductie: de impact van de verbrandingsemissies (VOS40-emissies) ter hoogte van de dieselmotoren bedraagt slechts enkele procenten van de grootte van de totale vermeden emissies. De vermeden emissies worden veroorzaakt door het gebruik van aardgas (de ganse levenscyclus): methaan, ethaan, propaan en butaan. Het gaat om de netto milieuwinst: de energie die nodig is voor de raffinage van de gerecycleerde GFVO is in rekening gebracht. De vermeden emissies zijn gelijkaardig, of het nu gaat om warmterecuperatie of elektriciteitsproductie. In het laatste geval gaat het dan om het gebruik van aardgas voor de productie van elektriciteit. De warmterecuperatie zorgt voor meer dan 60% van de uitgespaarde emissies, de elektriciteitsproductie voor minder dan 40%. Transport van gerecycleerde GFVO zorgt voor 4% extra milieu-impact bovenop deze netto milieuwinst. De raffinage van gerecycleerde GFVO heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage.

Stoomproductie: tijdens de verbranding van gerecycleerde GFVO in de stoomketel worden VOS geëmitteerd. Deze hebben echter geen significante bijdrage tot de netto milieu-impact. Ze zijn 10 keer lager dan de VOS-emissies ten gevolge van de verbranding van aardgas in een stoomketel. Ook deze emissies zijn echter niet bepalend voor de netto milieu-impact. De netto milieuwinst wordt bepaald door de behandeling (sweetening) en de winning van aardgas.

Biodiesel (koolzaad): De belangrijkste bijdrage tot de milieu-impact is de emissie van methanol. Aangezien we hier uitgaan van een uitsparing van biodiesel uit

40 Vluchtige organische stoffen

137

koolzaadolie, valt deze bijdrage weg. Ook de impact van de transportstap wordt gecompenseerd door het transport van ruwe koolzaadolie.

De netto milieuwinst wordt bepaald door de extra milieu-impact ten gevolge van de productie van ruwe koolzaadolie. Enerzijds zijn er vermeden emissies van hexaan tijdens het productieproces. 58% van de totale milieu-impact van de productie van ruwe koolzaadolie is toe te schrijven aan hexaanemissies. Anderzijds zijn er VOS-emissies van het gebruik van landbouwwerktuigen en van transport van meststoffen en andere additieven. Deze totale vermeden impact bedraagt 27% ten opzichte van de totale geïnventariseerde milieu-impact van de productie van biodiesel uit koolzaad (exclusief transport koolzaadolie). Opnieuw is de netto milieuwinst voor gebruik van gerecycleerde GFVO iets kleiner dan voor gebruik van dierlijk vet cat.3. Door het hoger gehalte aan vrije vetzuren in het gerecycleerde GFVO, blijft er minder geraffineerd product over voor de productie van biodiesel (966 kg voor gerecycleerde GFVO tegenover 989 kg voor dierlijk vet cat.3).

Biodiesel (fossiel): voor de productie van biodiesel uit gerecycleerde GFVO zorgen de methanolemissies ter hoogte van het biodieselproces voor de enige belangrijke impact. Deze emissies (2,21 10-6) zijn van dezelfde grootteorde als de vermeden emissies ten gevolge van de productie en het gebruik van fossiele diesel (zwavelarme) (1,9 10-6), maar ze zijn wel groter. Hierdoor verkrijgen we een netto milieu-impact (2,4 10-7) voor dit scenario, die ± 10 keer kleiner is dan de impact ten gevolge van de methanolemissies. De vermeden impact van de productie en het gebruik van zwavelarme diesel bestaat voor ca. 25% uit voertuigemissies, voor ca. 40% uit VOS-emissies van het aflaten van natuurlijk gas tijdens de winning van aardolie, voor bijna 20% uit VOS-emissies van de winning van aardolie en voor bijna 10% uit VOS-emissies van de raffinage van aardolie. Voor de gebruiksfase gaan we ervan uit dat de VOS-emissies negatief zijn: bijmenging van biodiesel zorgt voor een meer dan proportionele reductie van de VOS-emissies van fossiele diesel. De netto impact van de biodieselketen is groter dan de vermeden impact van de productie en het gebruik van fossiele diesel.

De impact van het transport van gerecycleerde GFVO bedraagt 2% ten opzichte van de impact van het biodieselproces en 1% ten opzichte van de vermeden impact van de productie en het gebruik van fossiele diesel.

Oleochemie (vetsplitsing en omestering): De vermeden impact ten gevolge van het uitsparen van plantaardige olie (palmoliestearine, palmolie-oleïne en geraffineerde koolzaadolie) staat voor 76% van de totale vermeden impact. De overige 24% komt van het vermeden transport door het gebruik van Vlaamse gerecycleerde GFVO in plaats van palmolie uit Maleisië.

De uitsparing van plantaardige olie bestaat voor bijna 68% uit geraffineerde palmolie. Iets meer dan 24% van de uitgespaarde plantaardige olie is geraffineerde koolzaadolie. Toch zorgt de uitsparing van palmolie slechts voor 36% van de totale vermeden en de uitsparing van koolzaadolie voor 39% van de totale vermeden impact.

Als we kijken naar de productie van ruwe palmolie, dan blijkt dat bijna 50% van de impact terug te brengen is tot de productie van verse palmvruchten. Deze impact komt van het gebruik van kunstmeststoffen (de productie ervan) (64%), het transport van kunstmeststoffen en andere inputmaterialen en het gebruik van landbouwwerktuigen (samen goed voor 35%). Wat de productie van kunstmeststoffen betreft, komt het grootste deel van de emissies van ammoniumsulfaat. Tijdens het productieproces worden aanzienlijke VOS

138

geëmitteerd. Ongeveer 50% van de impact ten gevolge van de productie van ruwe palmolie komt van de productie van ruwe palmolie zelf. De biomassa van de palmvruchten wordt verbrand voor de productie van elektriciteit en stoom. Tijdens deze verbranding komen VOS vrij die verantwoordelijk zijn voor het grootste deel van deze impact (80%). 20% komt van de verbranding van stookolie voor de opstart van de elektriciteitscentrale op biomassa. De raffinage van palmolie is goed voor bijna 10% van de impact op de ganse productieketen. Het gaat voornamelijk om indirecte emissies verbonden met de stoomproductie op basis van lichte stookolie: emissies van VOS tijdens de winning van ruwe aardolie.

De uitsparing van koolzaadolie zorgt enerzijds voor vermeden hexaanemissies tijdens de productie van ruwe koolzaadolie uit koolzaad: 58% van de totale milieu-impact van de productie van ruwe koolzaadolie is hieraan toe te schrijven. Anderzijds zijn er VOS-emissies ten gevolge van het gebruik van landbouwwerktuigen en transport van meststoffen en andere additieven. De raffinage van ruwe koolzaadolie zorgt niet voor een noemenswaardige bijkomende impact.

Voor omestering is de netto milieuwinst 7% lager. Het verschil is gedeeltelijk te wijten aan de raffinage van de gerecycleerde GFVO (gebruik van stoom op basis van aardgas) en gedeeltelijk aan de lagere hoeveelheid plantaardige olie die vermeden wordt (966 kg in plaats van 1000 kg).

6.3.2.3 Schade aan luchtwegen veroorzaakt door de e missies van anorganische stoffen Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 22. Er is geen verschil tussen de oleochemische scenario’s (vetsplitsing en omestering) en het biodieselscenario (koolzaad) voor wat betreft de impact op de luchtwegen ten gevolge van de emissies van anorganische stoffen. De milieuwinst is wel significant groter dan de netto milieu-impact van de andere 3 gebruiksscenario’s. Het scenario elektriciteitsproductie scoort significant beter dan het scenario stoomproductie, maar niet dan het scenario biodiesel (fossiel). Er is tenslotte ook geen verschil tussen het biodieselscenario (fossiel) en het scenario stoomproductie.

139

-0,0016 -0,0014 -0,0012 -0,001 -0,0008 -0,0006 -0,0004 -0,0002 0 0,0002 0,0004DALY

Biodiesel (fossiel)


Vetsplitsing

Omestering

Stoomproductie


Figuur 22: Schade aan luchtwegen veroorzaakt door d e emissies van anorganische stoffen

Elektriciteitsproductie: de verbrandingsemissies ter hoogte van dieselmotoren bestaan voor 85% uit NOx-emissies en verder uit emissies van stof, NH3 en SO2. Deze totale milieu-impact is qua grootte ongeveer de helft van de vermeden impact ten gevolge van elektriciteitsproductie en is ongeveer dubbel zo groot als de vermeden impact ten gevolge van warmterecuperatie. Het grotere belang van de vermeden impact van de elektriciteitsproductie is te verklaren door de grotere impact van de stofemissies in vergelijking met de elektriciteitsproductie uit gerecycleerde GFVO of de vermeden warmteproductie op basis van aardgas (stoomketel op aardgas). De raffinage van gerecycleerde GFVO heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage.

De transportstap voor de gerecycleerde GFVO vet bedraagt bijna 8% van de grootte van de netto milieuwinst van de toepassing op zich. Voor dierlijk vet cat.3 was dit 2,5%. Gebruik van gerecycleerde GFVO zorgt voor een lagere energierecuperatie per ton, aangezien er na de raffinage iets minder product overblijft om te verbranden in de motoren (966 kg in plaats van 989 kg per ton uitgangsmateriaal).

Stoomproductie: voor dit scenario is er een netto impact. De verbrandingsemissies (NOx) van gerecycleerde GFVO in een stoomketel zijn groter dan de vermeden emissies van de verbranding van aardgas in een stoomketel. Emissies van stof en SO2 hebben een lagere impact en zijn niet bepalend voor de netto impact. Voor stoomproductie is er geen verschil tussen het gebruik van dierlijk vet cat.3 of gerecycleerde GFVO. De vrije vetzuren worden niet verwijderd, zodat in beide gevallen 1000 kg uitgangsmateriaal verbrand wordt in de stoomketel.

140

Biodiesel (koolzaad): de raffinage van ruwe koolzaadolie en de productie van biodiesel uit geraffineerde koolzaadolie zorgen voor 6% van de totale vermeden impact van de productie van biodiesel uit koolzaad (exclusief transport van koolzaadolie). De raffinage van ruwe koolzaadolie zorgt voor een zeer kleine impact, die in grote mate gecompenseerd wordt door de impact van de raffinage van gerecycleerde GFVO.

Ongeveer 94% wordt veroorzaakt door de teelt van koolzaad en de productie van ruwe koolzaadolie (inclusief de nodige transportstappen). Bijna gans deze impact komt van de teelt van koolzaad: deels door emissies ter hoogte van de landbouwgronden (ca. 58%), deels door gebruik van landbouwwerktuigen en transport van kunstmeststoffen en andere additieven (bijna 30%) en deels door gebruik van kunstmeststoffen en pesticiden (door de productie ervan). Ter hoogte van de landbouwgronden gaat het vooral over NH3-emissies. Bij de landbouwwerktuigen en transport gaat het hoofdzakelijk over NOx-emissies. De netto milieuwinst is groot in vergelijking met de scenario’s rond energetische valorisatie en het biodieselscenario (fossiel).

In vergelijking met dierlijk vet cat.3, wordt er iets minder biodiesel geproduceerd per ton gerecycleerde GFVO (966 kg in plaats van 989 kg). Hierdoor is de vermeden impact ten gevolge van de uitsparing van ruwe koolzaadolie iets lager voor het gebruik van gerecycleerde GFVO in vergelijking met gebruik van dierlijk vet voor biodieselproductie.

Biodiesel (fossiel): emissies van verzurende stoffen tijdens de productie van biodiesel uit gerecycleerde GFVO komen voor bijna 92% van de gebruiksfase. Het gaat om NOx-emissies van de verbranding van biodiesel in een personenwagen.

Wat betreft de uitgespaarde emissies, is de gebruiksfase verantwoordelijk voor 70% van de impact. Het gaat opnieuw over NOx-emissies. De totale NOx-emissies van gebruik van fossiele diesel zijn iets lager dan de totale NOx van het gebruik van biodiesel. Daarbuiten zijn er SO2-emissies ter hoogte van de winning van aardolie (ten gevolge van het affakkelen van natuurlijk gas) en SO2-, NOx- en stofemissies ter hoogte van de raffinage van aardolie.

Volgens onze aannames resulteert het gebruik van biodiesel in iets hogere totale NOx-emissies dan het gebruik van fossiele diesel. De extra emissies van anorganische stoffen tijdens de productie van fossiele diesel maken uiteindelijk dat er een netto milieuwinst opgetekend wordt voor het biodieselscenario (fossiel). Deze is alweer iets kleiner voor gebruik van gerecycleerde GFVO dan voor gebruik van dierlijk vet cat.3.

De milieu-impact van het transport van gerecycleerde GFVO bedraagt ongeveer 3% ten opzichte van de berekende impact van de productie en gebruik van biodiesel of de berekende impact van de productie en gebruik van fossiele diesel. Deze impact kan daarom niet als significant beschouwd worden in vergelijking met de vernoemde impacts en milieuwinsten.

Oleochemie (vetsplitsing en omestering): 90% van de netto milieuwinst voor het scenario vetsplitsing kan verklaard worden door de uitsparing van palmoliestearine, palmolie-oleïne en geraffineerde koolzaadolie. De overige 10% door de netto besparing op transport doordat Vlaamse gerecycleerde GFVO worden ingezet in plaats van palmolie uit Maleisië.

De uitsparing van plantaardige olie bestaat voor bijna 68% uit geraffineerde palmolie. Iets meer dan 24% van de uitgespaarde plantaardige olie is geraffineerde

141

koolzaadolie. De uitsparing van palmolie zorgt voor 63% van de totale vermeden en de uitsparing van koolzaadolie voor slechts 27% van de totale vermeden impact. De uitsparing van geraffineerde palmolie draagt dus relatief meer bij (70%) tot de vermeden impact dan de uitsparing van geraffineerde koolzaadolie (30%).

Als we kijken naar ruwe palmolie, dan blijkt 50% van de impact te komen van de productie van verse palmvruchten en 50% van de verwerking ervan tot palmolie en palmpitten. De emissies van anorganische stoffen ter hoogte van de palmolieproductie komen hoofdzakelijk van de verbranding van de biomassa voor de productie van elektriciteit en stoom. Het gaat voor 80% om de impact van stofemissies en 18% om NOx-emissies. Ter hoogte van de productie van palmvruchten is bijna 80% van de emissie (NH3 en NO) afkomstig van de bodem. De raffinage van ruwe palmolie heeft nauwelijks een bijdrage tot de impact van de ganse productieketen van geraffineerde palmolie.

Voor de productie van ruwe koolzaadolie komt praktisch gans de vermeden impact van de teelt van koolzaad: deels door emissies ter hoogte van de landbouwgronden (ca. 58%), deels door gebruik van landbouwwerktuigen en transport van kunstmeststoffen en andere additieven (bijna 30%) en deels door gebruik van kunstmeststoffen en pesticiden (door de productie ervan). Ter hoogte van de landbouwgronden gaat het vooral over NH3-emissies. Bij de landbouwwerktuigen en transport gaat het hoofdzakelijk over NOx-emissies. De raffinage van ruwe koolzaadolie zorgt voor een zeer kleine impact, die in grote mate gecompenseerd wordt door de impact van de raffinage van gerecycleerde GFVO.

De netto milieuwinst voor het omesteringsscenario is 3% lager dan voor vetsplitsing ten gevolge van de raffinage van de gerecycleerde GFVO vet en de uitsparing van iets minder plantaardige olie.

6.3.2.4 Schade aan menselijke gezondheid ten gevolg e van klimaatverandering Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 23. Er is geen verschil tussen de scenario’s elektriciteitsproductie, stoomproductie en biodiesel (fossiel) voor wat betreft de impact op de menselijke gezondheid ten gevolge van klimaatverandering. De milieuwinst is wel significant groter dan de netto milieu-impact van de andere 3 scenario’s. Tussen deze drie scenario’s is er onderling geen verschil.

142

-0,0008 -0,0007 -0,0006 -0,0005 -0,0004 -0,0003 -0,0002 -0,0001 0DALY

Biodiesel (fossiel)


Vetsplitsing

Omestering

Stoomproductie


Figuur 23: Schade aan de menselijke gezondheid ten gevolge van klimaatverandering

Elektriciteitsproductie: de verbranding van gerecycleerde GFVO zorgt niet voor CO2-emissies, aangezien ze CO2-neutraal zijn. De vermeden emissies bestaan grotendeels uit CO2-emissies. De vermeden impact ten gevolge van de recuperatie van warmte komt voor ongeveer 5% van methaanemissies van lekken tijdens transport en distributie van aardgas. De extra impact ten gevolge van het transport van gerecycleerde GFVO bedraagt slechts 1% van de grootte van de netto milieuwinst. De raffinage van gerecycleerde GFVO heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage.

Stoomproductie: opnieuw zorgt de verbranding van gerecycleerde GFVO vet niet voor CO2-emissies omwille van het CO2-neutraal karakter. De netto impact komt ook hier grotendeels van fossiele CO2-emissies. Ongeveer 5% bestaat uit methaanemissies, opnieuw ten gevolge van verliezen bij winning, transport en distributie van aardgas.

Biodiesel (koolzaad): zoals reeds eerder besproken, wordt de netto milieuwinst grotendeels bepaald door de impact van de productie van ruwe koolzaadolie. Voor dit scenario is N2O verantwoordelijk voor 74% van de totale vermeden impact. 80% ervan wordt geëmitteerd ter hoogte van de landbouwgronden, 20% ter hoogte van de productie van salpeterzuur. Dit wordt gebruikt als grondstof voor de productie van calciumammoniumnitraat.

Voor het overige gaat het om CO2-emissies van het gebruik van landbouwwerktuigen, transport van kunstmeststoffen en dergelijke, …

87% van de totale impact van biodieselproductie uit koolzaad (voor wat betreft de processen die in rekening gebracht zijn) is toe te schrijven aan de productie van ruwe koolzaadolie.

143

Uit deze analyse blijkt dat het productieproces van de koolzaadolie voor een beperkte bijdrage tot de vermeden impact zorgt. We gaan ervan uit dat de gewasresten van de teelt van koolzaad niet energetisch gevaloriseerd worden. Vervanging van fossiele brandstoffen door biomassa voor de productie van energie, zou echter maar voor een beperkte verbetering kunnen zorgen in de score voor de ganse productieketen van koolzaadolie.

Biodiesel (fossiel): voor deze impactcategorie scoort het scenario even goed als de scenario’s rond energetische valorisatie. Bijna 90% van de uitgespaarde impact van de verbranding van fossiele diesel in een voertuig komt van fossiele CO2-emissies van het voertuig. Deze CO2-emissies zijn even groot als de totale netto milieuwinst voor deze impactcategorie. Het gebruik van biodiesel zorgt niet voor CO2-emissies, aangezien de verbranding van gerecycleerde GFVO een CO2-neutraal karakter heeft. De impact van de bijkomende transportstap van de gerecycleerde GFVO bedraagt ongeveer 1% ten opzichte van de uitgespaarde CO2-emissies van het gebruik van fossiele diesel en bedraagt 8% ten opzichte van de totale biodieselketen. De impact van de productie van biodiesel bedraagt ongeveer 11% ten opzichte van de uitgespaarde CO2-emissies van het gebruik van fossiele diesel. De productie van fossiele diesel heeft een even grote impact. De ganse biodieselketen, voor zover in rekening gebracht, zorgt voor een verlaging van de milieuwinst met 12%.

Oleochemie (vetsplitsing en omestering): de vermeden impact door het uitsparen van palmoliestearine, palmolie-oleïne en geraffineerde koolzaadolie is goed voor 95% van de totale milieuwinst. De netto besparing op transport door inzet van Vlaamse gerecycleerde GFVO in plaats van palmolie uit Maleisië zorgt voor 5% van de vermeden impact.

De uitsparing van plantaardige olie bestaat voor 68% uit geraffineerde palmolie en voor 32% uit geraffineerde koolzaadolie. De uitgespaarde milieu-impact komt voor 62% van de vermeden geraffineerde palmolie en voor 38% van de vermeden geraffineerde koolzaadolie. De uitsparing van geraffineerde palmolie zorgt dus voor een relatief kleinere vermeden impact in vergelijking met de uitsparing van geraffineerde koolzaadolie.

Voor de productie van palmvruchten en palmolie wordt relatief weinig externe energie gebruikt, omdat de biomassa van de palmvruchten gevaloriseerd wordt voor enerzijds energieproductie en anderzijds bemesting en bedekking van de plantages. De uitgespaarde emissies zijn grotendeels toe te wijzen aan de teelt van de oliepalmen zelf: N2O van de productie van palmvruchten is verantwoordelijk voor 62% van de impact van de productie van ruwe palmolie. CO2 ten gevolge van de oxidatie van veengronden (door drooglegging van deze gronden) ter hoogte van de palmplantages zorgt bijkomend voor bijna 30% van de totale impact van de productie van ruwe palmolie. Het in cultuur brengen van sterk organische gronden zorgt niet alleen voor extra CO2-emissies, maar ook voor verhoogde N2O-emissies. De gebruikte LCI-gegevens gaan ervan uit dat 4.1% van het areaal oliepalmplantages op veengronden gesitueerd is. De studie wijst er wel op dat in het geval van nieuwe geplande plantages, 50% gesitueerd is op veengronden. Indien we ervan zouden uitgaan dat 50% van het areaal bestaat uit veengronden, zouden de vermeden CO2- en N2O-emissies veel belangrijker zijn.

Tijdens de behandeling van POME (Palm Oil Mill Effluent) wordt eveneens methaan geproduceerd. De bijdrage tot de totale broeikasgasemissies is echter verwaarloosbaar.

144

Een recente LCA-studie van EMPA over biobrandstoffen [Zah et. al.] vertrekt van de aanname dat een groot deel van de teelt van oliepalmen gebeurt op areaal dat minder dan 25 jaar voordien tropisch regenwoud was. De verandering in landgebruik geeft aanleiding tot extra broeikasgasemissies: CO2, N2O en CH4. Meer informatie is echter niet opgenomen in het studierapport. Het is daarom niet duidelijk in hoeverre de gebruikte aannames verschillen of overeenkomen met de aanpak van [Schmidt] zoals wij overgenomen hebben.

Voor de productie van ruwe koolzaadolie is N2O verantwoordelijk voor 74% van de totale vermeden impact. 80% ervan wordt geëmitteerd ter hoogte van de landbouwgronden, 20% ter hoogte van de productie van salpeterzuur. Dit wordt gebruikt als grondstof voor de productie van calciumammoniumnitraat. Voor het overige gaat het om CO2-emissies van het gebruik van landbouwwerktuigen, transport van kunstmeststoffen en dergelijke, …

De netto winst voor omestering is 6% kleiner dan voor vetsplitsing: er is de beperkte extra impact ten gevolge van de raffinage van gerecycleerde GFVO en er is de iets kleinere hoeveelheid GFVO (966 kg ten opzichte van 1000 kg bij vetsplitsing) die ingezet wordt in de oleochemie.

6.3.2.5 Schade aan ecosysteemkwaliteit door emissie s van ecotoxische stoffen Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 24. Het biodieselscenario (koolzaad) heeft een significant grotere milieuwinst dan de overige scenario’s voor wat betreft de impact op ecosystemen ten gevolge van de emissies van ecotoxische stoffen. Er is geen verschil tussen de twee oleochemische scenario’s (vetsplitsing en omestering). Deze scoren evenwel significant beter dan de scenario’s elektriciteitsproductie, stoomproductie en biodiesel (fossiel).

-9000 -8000 -7000 -6000 -5000 -4000 -3000 -2000 -1000 0PAF*m2yr

Biodiesel (fossiel)


Vetsplitsing

Omestering

Stoomproductie


Figuur 24: Schade aan ecosysteemkwaliteit door emis sies van ecotoxische stoffen

145

Elektriciteitsproductie: de vermeden milieu-impact wordt bijna voor 100% bepaald door de vermeden elektriciteitsproductie. De vermeden stoomproductie uit aardgas heeft geen belangrijke impact. De milieu-impact van de verbranding van gerecycleerde GFVO in de dieselmotoren bedraagt slechts enkele procenten van deze vermeden impact. De impact van de dieselmotoren wordt veroorzaakt door emissies van zware metalen. In geval van elektriciteitsproductie en warmterecuperatie gaat het voornamelijk om vermeden emissies van Ni naar de lucht. De emissies zijn afkomstig van transport van steenkool over water en verbrandingsemissies van steenkool en andere brandstoffen in het kader van de productie van elektriciteit. Transport van het gerecycleerde GFVO heeft een milieu-impact die 20% bedraagt in vergelijking met de netto milieuwinst door de overige processen. De raffinage van gerecycleerde GFVO heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage.

De netto milieuwinst voor gebruik van gerecycleerde GFVO is iets kleiner dan voor de inzet van dierlijk vet cat.3, omwille van de kleinere hoeveelheid (966 kg per ton) GFVO die overblijft na raffinage in vergelijking met dierlijk vet cat.3 (989 kg per ton).

Stoomproductie: ook hier wordt de netto milieu-impact bepaald door de vermeden emissies van de stoomproductie met aardgas. De vermeden impact is terug te brengen tot de productie van elektriciteit (stortplaatsen van assen, verbrandingsemissies, transport van steenkool over water). Het gaat om elektriciteitsverbruik tijdens de winning en productie van aardgas. Het gaat om Ni, Zn en Hg naar de lucht en Zn naar water. Het gaat om een zeer kleine netto milieuwinst.

Biodiesel (koolzaad): de netto impact wordt grotendeels bepaald door de vermeden impact van de productie van ruwe koolzaadolie. Voor de emissies van ecotoxische stoffen gaat het nagenoeg volledig om emissies van metalen naar de bodem ten gevolge van het gebruik van dierlijke mest en kunstmeststoffen voor de teelt van koolzaad: Zn, Cu, Ni en Cr naar bodem (landbouwgrond). De netto milieuwinst is voor gerecycleerde GFVO alweer iets lager dan voor dierlijk vet cat.3 omwille van de lagere hoeveelheid geraffineerde gerecycleerde GFVO die wordt omgezet naar biodiesel (966 kg per ton tegenover 989 kg per ton voor dierlijk vet cat.3).

Biodiesel (fossiel): voor deze impactcategorie heeft de gebruiksfase geen bijdrage tot de impact. Geen van de geïnventariseerde verbrandingsemissies (NOx, CO, VOS en roetdeeltjes) hebben een negatieve impact op de ecosystemen volgens de gebruikte Eco-Indicator 99 methode [Goedkoop et al.].

Voor de productie van biodiesel uit gerecycleerde GFVO wordt de impact grotendeels veroorzaakt door het gebruik van natriumhydroxide (NaOH) en methanol. NaOH en methanol worden gebruikt voor de productie van de katalysator natriummethanolaat voor de omesteringsreactie. Methanol op zich is ook nodig voor de omestering.

61% van de impact komt van de productie van NaOH en 34% van de productie van methanol. Het gaat hier meestal ook om indirecte emissies, die voorkomen bij de productie van elektriciteit, transport van grondstoffen of fossiele brandstoffen over water of over de weg, raffinage van metalen (die gebruikt worden als katalysator voor de productie van methanol), verbranding van fossiele brandstoffen voor elektriciteitsproductie …

146

Deze beschreven impact is 10% groter dan de impact van het transport van de geraffineerde GFVO naar de biodieselplant. Dit toont aan dat het om een zeer kleine impact gaat.

De vermeden impact is groter dan deze gezamenlijke impact, zodat het scenario uitkomt op een netto milieuwinst. Het gaat evenwel om een zeer beperkte netto winst in vergelijking met het biodieselscenario (koolzaad). De vermeden impact is toe te schrijven aan vermeden emissies van Ni, Zn, Hg, Pb en Cu naar de lucht, Zn naar de bodem en Ni naar het water. Deze worden geëmitteerd tijdens de verbranding van aardolie in een raffinaderij, tijdens transport van grondstoffen of fossiele brandstoffen over water en tijdens andere verbrandingsprocessen en afvalverwerkingsprocessen. Het gaat om indirecte emissies van de productie van fossiele diesel.

Oleochemie (vetsplitsing en omestering): voor deze impactcategorie zorgt het uitsparen van palmoliestearine, palmolie-oleïne en geraffineerde koolzaadolie voor het grootste deel van de vermeden impact (99%). De netto besparing van transport door inzet van Vlaamse gerecycleerde GFVO in plaats van palmolie uit Maleisië zorgt voor slechts 1% van de netto milieuwinst.

De uitgespaarde plantaardige olie bestaat voor 68% uit geraffineerde palmolie en voor 32% uit geraffineerde koolzaadolie. De uitsparing van geraffineerde koolzaadolie zorgt echter voor een relatief groot deel van de vermeden emissies ten gevolge van de uitsparing van plantaardige olie: 78%. Uitsparing van geraffineerde palmolie zorgt slechts voor 22% van de uitgespaarde impact.

Voor de productie van ruwe palmolie kan besloten worden dat meer dan 90% van de vermeden impact toe te wijzen is aan vermeden emissies van metalen (zink, chroom, nikkel en koper) naar de bodem. Dit is het gevolg van het gebruik van kunstmeststoffen. De raffinage van ruwe palmolie heeft nauwelijks een bijdrage tot de impact van ganse de productieketen.

Voor de productie van geraffineerde koolzaadolie gaat het nagenoeg volledig om de emissies van metalen naar de bodem ten gevolge van het gebruik van dierlijke mest en kunstmeststoffen voor de teelt van koolzaad: Zn, Cu, Ni en Cr naar bodem (landbouwgrond).

De netto winst voor omestering is 3% lager dan voor vetsplitsing: er is de beperkte extra impact ten gevolge van de raffinage van de gerecycleerde GFVO en er is de iets kleinere hoeveelheid GFVO (966 kg ten opzichte van 1000 kg bij vetsplitsing) die ingezet wordt in de oleochemie.

6.3.2.6 Schade aan ecosystemen door emissies van ve rzurende en vermestende stoffen Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 25. Er is geen verschil tussen de scenario’s biodiesel (koolzaad) en oleochemie (vetsplitsing en omestering). De milieuwinst is wel significant groter dan de netto milieu-impact van de andere 3 scenario’s. Tussen deze drie scenario’s, elektriciteitsproductie, stoomproductie en biodiesel (fossiel) is geen verschil, ook al gaat het bij stoomproductie om een netto impact en niet om een netto milieuwinst.

147

-140 -120 -100 -80 -60 -40 -20 0 20 40PAF*m2yr

Biodiesel (fossiel)


Vetsplitsing

Omestering

Stoomproductie


Figuur 25: Schade aan ecosystemen door emissies van verzurende en vermestende stoffen

Elektriciteitsproductie: de NOx-emissies van de verbranding van gerecycleerde GFVO in de dieselmotoren zijn bijna even groot als de vermeden netto impact van elektriciteitsproductie. Het gaat deels om dezelfde emissies als voor de impact op de luchtwegen door anorganische emissies. Stofemissies dragen echter niet bij tot verzuring/vermesting. Elektriciteitsproductie gaat gepaard met relatief hoge stofemissies. Hierdoor is de vermeden impact van elektriciteitsproductie minder doorslaggevend voor de impactcategorie verzuring/vermesting.

Het transport van gerecycleerde GFVO naar de installatie heeft eveneens een relatief belangrijke bijdrage tot de totale netto impact. Deze impact is relatief groter dan voor de impactcategorie impact op luchtwegen door anorganische emissies. Voor transport wegen de NOx-emissies ook zwaarder door. In totaal gaat het om 21% van de grootte van de netto milieuwinst van de overige processen. Deze relatief grotere bijdrage wordt uiteraard ook mee verklaard door het feit dat de netto winst kleiner is. De raffinage van gerecycleerde GFVO heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage.

Stoomproductie: resultaten voor verzuring/vermesting zijn zeer gelijkaardig aan deze voor de impact op de luchtwegen ten gevolge van anorganische emissies. In beide gevallen wordt de impact bepaald door de emissies van NOx, meerbepaald door de verbrandingsemissies van de gerecycleerde GFVO in een stoomketel.

Biodiesel (koolzaad): minder dan 2% van de totale impact van biodieselproductie uit koolzaad vindt plaats na de productie van ruwe koolzaadolie. Dat wil zeggen dat de impact van biodieselproductie uit gerecycleerde GFVO ook relatief beperkt is binnen dit scenario. Voor deze impactcategorie geldt dezelfde uitleg als voor de impact op luchtwegen door anorganische stoffen. Alleen hebben de stofemissies geen invloed. De bijdrage van de productie van koolzaad zelf (emissies

148

landbouwgronden, gebruik landbouwwerktuigen, gebruik kunstmeststoffen (productie ervan)) is hierdoor nog belangrijker.

Biodiesel (fossiel diesel): emissies van verzurende stoffen tijdens de productie van biodiesel uit gerecycleerde GFVO komen voor 95% van de gebruiksfase. Het gaat om NOx-emissies ten gevolge van de verbranding van biodiesel in een personenwagen.

Wat betreft de uitgespaarde emissies, is de gebruiksfase verantwoordelijk voor 84% van de impact. Het aandeel is groter dan bij de impact op de luchtwegen door anorganische emissies. Voor verzuring/vermesting gaat het enkel om NOx en SO2 en niet om stofemissies. Daarom gaat het om een grotere bijdrage van de gebruiksemissies.

Volgens onze aannames resulteert het gebruik van biodiesel in iets hogere totale NOx-emissies dan het gebruik van fossiele diesel. De extra emissies van NOx en SO2 tijdens de productie van fossiele diesel maken uiteindelijk dat er een netto milieuwinst opgetekend wordt voor het biodieselscenario (fossiel). Het gaat wel om een kleine milieuwinst in vergelijking met de overige recyclagescenario’s.

De transportstap voor de gerecycleerde GFVO heeft geen significante bijdrage tot de totale milieu-impact van de productie en het gebruik van biodiesel uit gerecycleerde GFVO (3% van de impact van de overige processen die in rekening gebracht zijn voor de productie en het gebruik van biodiesel uit gerecycleerde GFVO). Deze impact is niet significant in vergelijking met de vernoemde impacts en milieuwinsten.

Oleochemie (vetsplitsing en omestering): de uitsparing van plantaardige olie zorgt voor 96% van de uitgespaarde impact. Het vermeden transport door inzet van Vlaamse gerecycleerde GFVO in plaats van palmolie uit Maleisië zorgt voor de overige 4%.

De uitgespaarde plantaardige olie bestaat voor 68% uit geraffineerde palmolie en voor 32% uit geraffineerde koolzaadolie. Ze zorgen voor een bijna proportionele bijdrage tot de uitgespaarde milieu-impact ten gevolge van het uitsparen van plantaardige olie: 69% van de milieuwinst komt van uitgespaarde geraffineerde palmolie en 31% van uitgespaarde geraffineerde koolzaadolie.

Productie van ruwe palmolie: de emissies van NH3 ter hoogte van de oliepalmplantages zijn verantwoordelijk voor 75% van de totale verzurende/vermestende emissies ten gevolge van de productie van ruwe palmolie. 11% van de impact komt van verbrandingsemissies ter hoogte van de palmolieproductie. Het gaat voor 70% om NOx-emissies van de verbranding van biomassa voor de productie van elektriciteit en voor 30% om NH3-emissies van de behandeling van POME (Palm Oil Mill Effluent). Nog eens 3% van de totale impact van de productie van ruwe palmolie komt van het gebruik van landbouwwerktuigen ter hoogte van de oliepalmplantages. De raffinage van ruwe palmolie heeft nauwelijks een bijdrage tot de impact van de ganse productieketen van geraffineerde palmolie.

Productie van geraffineerde koolzaadolie: voor deze impactcategorie geldt dezelfde uitleg als voor de impact op luchtwegen door anorganische stoffen. Het grootste verschil tussen beide impactcategorieën is dat stofemissies geen verzurend of vermestend effect hebben, maar wel een invloed hebben op de luchtwegen. De bijdrage van de productie van koolzaad zelf (emissies landbouwgronden, gebruik landbouwwerktuigen, gebruik kunstmeststoffen

149

(productie ervan)) is hierdoor nog belangrijker. De raffinage van koolzaadolie zorgt nauwelijks voor een impact.

Opnieuw is de vermeden impact voor het scenario omestering iets kleiner (4% lager) dan voor het scenario vetsplitsing. Dit komt door de impact van de raffinage van de gerecycleerde GFVO en het feit dat iets minder plantaardige olie uitgespaard wordt. Al bij al heeft dit weinig impact op het eindresultaat.

6.3.2.7 Schade aan ecosystemen door landgebruik Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 26. Er is geen verschil tussen de scenario’s biodiesel (koolzaad) en oleochemie (vetsplitsing en omestering) voor wat betreft de impact op ecosystemen ten gevolge van landgebruik. De milieuwinst van deze scenario’s is wel significant groter dan de milieuwinst van de andere 3 scenario’s. Er is geen verschil tussen de netto milieu-impact van de scenario’s elektriciteitsproductie, stoomproductie en biodiesel (fossiel).

-6000 -5000 -4000 -3000 -2000 -1000 0 1000PAF*m2yr

Biodiesel (fossiel)


Vetsplitsing

Omestering

Stoomproductie


Figuur 26: Schade aan ecosystemen door landgebruik

Elektriciteitsproductie: zelf hebben we geen landgebruik in rekening gebracht voor de geïnventariseerde processen, buiten de plantaardige productie processen (enkel relevant voor scenario’s waarbij de productie van plantaardige olie wordt vermeden). De berekende netto milieuwinst (die zeer klein is) komt van landgebruik van stortplaatsen (van de elektriciteitsproductie uit steenkool). Ook landgebruik voor bosbouw ten gevolge van de productie van elektriciteit uit hout telt mee. Transport van de gerecycleerde GFVO heeft geen bijdrage. De raffinage van gerecycleerde GFVO heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage.

150

Stoomproductie: ook hier gaat het om een zeer kleine milieuwinst. Opnieuw merken we op dat we voor de geïnventariseerde processen zelf geen landgebruik in rekening hebben genomen. Opnieuw zijn de vermeden impacts terug te brengen tot het gebruik van elektriciteit.

Biodiesel (koolzaad): de vermeden impact van het gebruik van landbouwgrond voor de teelt van koolzaad zorgt voor de ganse impact, een vermeden impact. Er is geen verschil in impact tussen het gebruik van braakliggende landbouwgrond of andere landbouwgrond.

Biodiesel (fossiele diesel): net zoals voor de scenario’s met betrekking tot de energetische valorisatie gaat het om een uiterst kleine netto milieu-impact. Opnieuw merken we op dat we voor de geïnventariseerde processen zelf geen landgebruik in rekening hebben genomen. Opnieuw zijn de vermeden impacts terug te brengen tot het gebruik van elektriciteit.

Oleochemie (vetsplitsing en omestering): de vermeden impact voor landgebruik is kleiner voor de oleochemie dan voor het biodieselscenario (koolzaad). Het verschil tussen beiden is echter niet significant.

Voor palmolie wordt uitgegaan van het gebruik van landbouwgrond voor intensieve fruitteelt. Er wordt verondersteld dat het areaal voor enkele procenten wordt uitgebreid, in overeenstemming met de Deense LCA-studie. Deze studie bevatte hierover echter geen concrete kwantitatieve gegevens en daarom zijn we uitgegaan van de gegevens van de bestaande LCI-data uit de Ecoinvent database [Ecoinvent]. Het gaat om transformatie van woud naar landbouwgrond voor intensieve fruitteelt.

De Eco-Indicator 99 methode [Goedkoop et al.] kan enkel de impact van landgebruik op ecosystemen berekenen binnen Europa. De impact van landgebruik en veranderingen in landgebruik zijn gebaseerd op empirische gegevens met betrekking tot het voorkomen van planten (vasculaire) in functie van het type landgebruik en de omvang ervan. Zowel de lokale schade op gebruikt land of op land waarvan het gebruik is veranderd wordt meegenomen als regionale schade op ecosystemen. Het gaat echter over Europese ecosystemen, niet over ecosystemen in Maleisië [Pré-consult].

Met andere woorden, de Eco-Indicator 99 methode [Goedkoop et al.] is niet geschikt voor de vertaling van de potentieel negatieve impact ten gevolge van het gebruik of van de uitbreiding van het areaal voor de productie van oliepalmen. Het is niet mogelijk om de impact op de ecosystemen te berekenen van het landgebruik in Maleisië voor respectievelijk een oliepalmplantage. Ook laat de methode niet toe om de impact in te schatten van een vermindering van tropisch regenwoud of andere ecologisch waardevolle gebieden ten voordele van plantages.

Volgens de aannames is er meer areaal nodig voor de productie van 1 ton koolzaad dan voor de productie van 1 ton palmolie. Volgens de Eco-Indicator 99 methode is de impact op ecosystemen bij landbouw of bij intensieve fruitteelt van dezelfde grootteorde. Hierdoor is de vermeden impact van landgebruik groter voor het biodieselscenario (koolzaad) dan voor dit scenario. Hier wordt het resultaat immers voor 68% bepaald door de uitsparing van geraffineerde palmolie en voor 32% door de uitsparing van geraffineerde koolzaadolie. Op basis van dit resultaat mag echter niet besloten worden dat het beter is om oliepalmen te telen of de teelt van oliepalmen uit te breiden via een uitbreiding van het areaal dan om koolzaad te telen of de teelt van koolzaad uit te breiden via een uitbreiding van het areaal.

151

Deze berekeningen zeggen ook niets over de spanning tussen het gebruik van land voor enerzijds voedselproductie of anderzijds energieproductie. Het zegt in de eerste plaats iets over het areaal dat nodig is om een bepaalde hoeveelheid plantaardige producten te telen.

In de recente LCA-studie van EMPA over biobrandstoffen wordt ervan uitgegaan dat 100% van de palmvruchten, die in Maleisië verwerkt worden tot palmolie, geteeld zijn op gronden die de voorbije 25 jaar ontbost zijn en voorheen tropisch regenwoud waren. [Zah et. al.] Kwantitatieve gegevens omtrent deze berekeningen zijn niet voorhanden in het studierapport. We weten daarom niet of deze aannames sterk verschillen van de door ons gebruikte aannames van [Schmidt]. We weten enkel dat [Schmidt] uitgegaan is van recente data.

6.3.2.8 Schade door uitputting van mineralen Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 27. Het scenario elektriciteitsproductie heeft een grotere milieuwinst dan de overige 5 scenario’s voor wat betreft de uitputting van mineralen. Tenslotte is er geen verschil tussen de netto milieu-impact van de scenario’s stoomproductie, biodiesel (fossiel en koolzaad) en oleochemie (vetsplitsing en omestering), ook al gaat het in het geval van het biodieselscenario (fossiel) om een netto impact en geen milieuwinst.

-1 -0,8 -0,6 -0,4 -0,2 0 0,2MJ surplus

Biodiesel (fossiel)


Vetsplitsing

Omestering

Stoomproductie


Figuur 27: Schade door uitputting van mineralen

Elektriciteitsproductie: de netto milieuwinst wordt bepaald door het vermeden elektriciteitsverbruik. Het gaat voornamelijk over het vermeden verbruik van ferronikkel voor de productie van staal dat gebruikt wordt ter hoogte van de conditionering van nucleair afval. Dit afval wordt opgeslagen in stalen containers. De raffinage van gerecycleerde GFVO heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage.

152

Stoomproductie: het gaat hier om zeer lage impacts, zowel de impact van de toepassing zelf als de vermeden impact. De impact van het wassen van gerecycleerde GFVO bedraagt 60% van de totale uitgespaarde impact. Het gaat om metaalertsen voor de productie van staal en dergelijke. Dit is nodig voor de behandeling van nucleair afval en ook gevaarlijk afval dat geproduceerd wordt tijdens de winning van aardgas en dergelijke.

Biodiesel (koolzaad): ongeveer 65% van de totale impact van biodieselproductie uit koolzaad (voor de processen die in rekening genomen zijn) vindt plaats na de productie van ruwe koolzaadolie, tijdens de raffinage maar vooral tijdens de productie van biodiesel. De biodieselproductie uit gerecycleerde GFVO zorgt dus ook voor een relatief belangrijke impact, die echter gecompenseerd wordt door de biodieselproductie uit koolzaad. De impact komt van het gebruik van elektriciteit en meer bepaald ten gevolge van het gebruik van ferronikkel voor de productie van staal dat gebruikt wordt voor de verwerking van nucleair afval. Elektriciteit wordt voornamelijk gebruikt voor de productie van NaOH, een grondstof voor de productie van Natriummethanolaat, de katalysator voor de omesteringsreactie. Ook voor andere processen wordt elektriciteit gebruikt (biodieselproductie zelf, productie van methanol, ...). Verder is er ook een vermeden gebruik van aluminium, koper en andere metaalertsen voor de productie van katalysatoren die nodig zijn voor de productie van methanol.

De eigenlijke netto milieuwinst wordt bepaald door de vermeden uitputting van mineralen ten gevolge van de productie van ruwe koolzaadolie. De vermeden elektriciteit voor de productie van ruwe olie uit koolzaad is verantwoordelijk voor 33% van de uitgespaarde mineralen. Het gaat hierbij om ferronikkel dat nodig is voor de productie van ijzeren vaten voor de conditionering van nucleair afval. De rest van de vermeden mineralen (67%) komt van de vermeden koolzaadproductie. Het drogen van het koolzaad zorgt voor de bepalende impact: 72% van de totale uitgespaarde impact ten gevolge van de vermeden koolzaadproductie. Meer dan de helft komt van de uitsparing van ijzererts (ruwijzer is een grondstof voor het drogen van koolzaad). De rest van de milieuwinst komt alweer van de uitsparing van elektriciteit (ferronikkel voor stalen vaten voor conditionering van nucleair afval). De overige 18% uitgespaarde mineralen van de vermeden koolzaadproductie zijn afkomstig van allerlei vermeden processen, zoals de verschillende productieprocessen van gebruikte kunstmeststoffen.

Biodiesel (fossiele diesel ): voor dit scenario is er een netto impact op het milieu voor de uitputting van mineralen. Zoals hierboven beschreven zorgt de productie van biodiesel voor een relatief belangrijke impact. Het gaat in de eerste plaats om het gebruik van ferronikkel, maar ook van andere metaalertsen (aluminium, koper en andere metalen). Het transport van het gerecycleerde GFVO naar de biodieselplant geeft geen significante impact.

De vermeden impact ten gevolge van het vermeden gebruik van fossiele diesel is ook deels (47%) toe te schrijven aan een uitsparing van ferronikkel (opnieuw gerelateerd aan de productie van elektriciteit). Ook het verbruik van zeoliet tijdens de raffinage van ruwe aardolie tot diesel zorgt voor een uitputting van mineralen. Voor de productie van zeoliet zijn katalysatoren nodig (metalen zoals nikkel, aluminium, koper). Dit is goed voor 35% van de vermeden impact.

Oleochemie (vetsplitsing en omestering): 98% van de uitgespaarde impact komt van de productie van palmoliestearine, palmolie oleïne en geraffineerde koolzaadolie. De rest van de vermeden impact (2%) komt van de besparing op

153

transport door inzet van Vlaamse gerecycleerde GFVO in plaats van palmolie uit Maleisië.

De uitgespaarde plantaardige olie bestaat voor 68% uit geraffineerde palmolie en voor 32% uit geraffineerde koolzaadolie. De uitsparing van geraffineerde koolzaadolie zorgt voor een meer dan proportionele bijdrage tot de milieuwinst door de uitsparing van plantaardige olie: 59%. 41% komt van de uitsparing van geraffineerde palmolie.

Als we de productie van ruwe palmolie bekijken, wordt voornamelijk bauxiet uitgespaard (aluminium erts). Dit is indirect nodig (afgeleide producten ervan zijn nodig) voor de productie van kunstmeststoffen die gebruikt worden en voor de zuivering van water (voor de productie van ruwe palmolie wordt drinkwater gebruikt als input). Het feit dat dergelijke processen een doorslaggevende invloed hebben op de totale milieuwinst geeft vooral aan dat het gaat om een onbelangrijke totale uitsparing van mineralen. De raffinage van ruwe palmolie heeft nauwelijks een bijdrage tot de milieu-impact van de ganse productieketen van geraffineerde palmolie.

Uitsparing van ruwe koolzaadolie: de vermeden elektriciteit voor de productie van ruwe olie uit koolzaad is verantwoordelijk voor 33% van de uitgespaarde mineralen. Het gaat hierbij om ferronikkel dat nodig is voor de productie van ijzeren vaten voor de conditionering van nucleair afval. De rest van de vermeden mineralen (67%) komt van de vermeden koolzaadproductie. Het drogen van het koolzaad zorgt voor de bepalende impact: 72% van de totale uitgespaarde impact ten gevolge van de vermeden koolzaadproductie. Meer dan de helft komt van de uitsparing van ijzererts (ruwijzer is een grondstof voor het drogen van koolzaad; de functie ervan is niet duidelijk). De rest van de milieuwinst komt alweer van de uitsparing van elektriciteit (ferronikkel voor stalen vaten voor conditionering van nucleair afval). De overige 18% uitgespaarde mineralen van de vermeden koolzaadproductie zijn afkomstig van allerlei vermeden processen, zoals de verschillende productieprocessen van gebruikte kunstmeststoffen.

Voor omestering is de netto milieuwinst 15% lager. Het verschil is gedeeltelijk te wijten aan de raffinage van de gerecycleerde GFVO en (in mindere mate) aan de lagere hoeveelheid plantaardige olie die vermeden wordt (966 kg voor omestering ten opzichte van 1000 kg voor vetsplitsing). De uitputting van mineralen is in grote mate verbonden met het gebruik van elektriciteit. Het is het gebruik van elektriciteit (Belgische mix) voor de raffinage van de gerecycleerde GFVO dat indirect zorgt voor de lagere netto milieuwinst voor het scenario omestering in vergelijking met het scenario vetsplitsing.

6.3.2.9 Schade door uitputting van fossiele brandst offen Het resultaat van de analyse wordt gegeven in Figuur 28. Het scenario stoomproductie zorgt voor een uitsparing van fossiele brandstoffen die gelijk is aan de uitsparing volgens het scenario elektriciteitsproductie, maar die significant groter is dan de uitsparing volgens de 4 andere scenario's. Elektriciteitsproductie scoort even goed als het biodieselscenario (fossiel). Deze twee scenario’s scoren wel significant beter dan de overige 3 scenario's (oleochemie (vetsplitsing en omestering) en biodiesel (koolzaad). Deze drie scenario's zorgen voor een uitsparing van fossiele brandstoffen die onderling niet significant verschillend is.

154

-7000 -6000 -5000 -4000 -3000 -2000 -1000 0MJ surplus

Biodiesel (fossiel)


Vetsplitsing

Omestering

Stoomproductie


Figuur 28: Schade door uitputting van fossiele bran dstoffen

Elektriciteitsproductie : bijna 80% van de uitsparing van fossiele brandstoffen gebeurt dankzij de netto recuperatie van warmte. Nucleaire brandstoffen en hernieuwbare brandstoffen, die ook gebruikt worden voor de netto uitgespaarde elektriciteitsproductie, zorgen niet voor een uitsparing van fossiele brandstoffen. Het transport van de gerecycleerde GFVO zorgt voor een uitputting van fossiele brandstoffen ter waarde van 1% van de netto uitsparing van fossiele brandstoffen door het proces. De raffinage van gerecycleerde GFVO heeft voor geen van de impactcategorieën een significante bijdrage.

Stoomproductie: het gaat grotendeels om een besparing van aardgas. De energie (elektriciteit en stoom) die nodig is voor het wassen van de gerecycleerde GFVO zorgt voor een impact die slechts 0.5% bedraagt ten opzichte van de totale vermeden impact.

Biodiesel (koolzaad): de bijdrage van de productie van biodiesel uit ruwe koolzaadolie zorgt voor een aanzienlijke bijdrage tot de ganse keten van biodieselproductie uit koolzaad (voor die processen die meegenomen zijn in de analyse). Het gaat om 42% van de totale impact. De productie van methanol (grondstof en energie) (verantwoordelijk voor meer dan 70% van deze impact), de productie van NaOH en het energieverbruik voor de productie van biodiesel (en in mindere mate de raffinage) zorgen voor een aanzienlijke uitputting van fossiele brandstoffen. Deze vermeden impact wordt gecompenseerd door de productie van biodiesel uit gerecycleerde GFVO.

Het gebruik van landbouwwerktuigen, de productie van kunstmeststoffen en het transport ervan zorgen voor een extra vermeden gebruik van fossiele brandstoffen. Het is deze vermeden impact die zorgt voor de netto uitsparing van fossiele brandstoffen voor dit scenario.

155

Het energieverbruik tijdens de productie van koolzaadolie zorgt niet voor een belangrijke uitputting van fossiele brandstoffen als we de ganse productieketen bekijken. Het gebruik van gewasresten voor de productie van hernieuwbare energie, ter vervanging van conventionele energie, zou niet resulteren in een sterke verbetering van de totale score voor de productie van koolzaadolie.

Biodiesel (fossiel): hierboven hebben we besloten dat de productie van biodiesel uit ruwe koolzaadolie of uit gerecycleerde GFVO zorgt voor een aanzienlijke uitputting van fossiele brandstoffen. De uitputting van fossiele brandstoffen ten gevolge van de productie van biodiesel, inclusief het transport van het gerecycleerde GFVO, bedraagt 19% van de totale vermeden impact van het gebruik van zwavelarme fossiele diesel.

Dit verklaart waarom de netto winst aan fossiele brandstoffen (hoofdzakelijk aardolie in dit geval) voor dit scenario significant kleiner is dan voor het scenario stoomproductie. De milieuwinst is ook kleiner dan voor het scenario elektriciteitsproductie, maar niet significant kleiner. Dit is te verklaren doordat een belangrijk deel van de energierecuperatie gebeurt in de vorm van elektriciteitsproductie. In de basisanalyse gaan we uit van de gemiddelde Belgische mix van energiedragers en technologieën voor de kwantificering van de vermeden impact. Een belangrijk deel van de geproduceerde elektriciteit is nucleair, hetgeen niet resulteert in een uitsparing van fossiele brandstoffen. Het vermijden van steenkool (eveneens gebruikt voor elektriciteitsproductie in België) zorgt voor een kleinere besparing van fossiele brandstoffen dan het gebruik van aardolie of aardgas.

Oleochemie (vetsplitsing en omestering): 82% van de vermeden impact komt van het uitsparen van plantaardige olie. Het vermeden transport door de inzet van Vlaamse gerecycleerde GFVO in plaats van palmolie uit Maleisië zorgt voor 18% van de vermeden impact.

De uitgespaarde plantaardige olie bestaat voor 68% uit geraffineerde palmolie en voor 32% uit geraffineerde koolzaadolie. De uitsparing van geraffineerde koolzaadolie zorgt voor een meer dan proportionele bijdrage tot de milieuwinst door de uitsparing van plantaardige olie: 60%. 40% komt van de uitsparing van geraffineerde palmolie.

Voor de productie van ruwe palmolie is slechts een kleine input van fossiele brandstoffen vereist. Op de oliepalmplantages zijn handelingen met machines niet vanzelfsprekend. Met de biomassa van de palmvruchten worden elektriciteit en warmte geproduceerd. Een deel wordt gebruikt als meststoffen, waardoor bespaard kan worden op kunstmeststoffen. Er is weinig fossiele brandstof nodig voor het productieproces. Kijken we naar geraffineerde palmolie, dan blijkt ongeveer 7% van de vermeden impact van de ganse productieketen afkomstig te zijn van het raffinageproces. Het gaat om impacts die verbonden zijn aan de besparing van lichte stookolie en aardgas, die gebruikt worden voor de raffinage.

Productie van geraffineerde koolzaadolie: het gebruik van landbouwwerktuigen, de productie van kunstmeststoffen en het transport ervan zorgen voor het vermeden gebruik van fossiele brandstoffen.

Voor omestering is de netto milieuwinst 15% lager. Het verschil is gedeeltelijk te wijten aan de raffinage van de gerecycleerde GFVO en (in mindere mate) aan de lagere hoeveelheid plantaardige olie die uitgespaard wordt. Voor deze impactcategorie is het verschil tussen vetsplitsing en omestering relatief groot. Het gebruik van fossiele brandstoffen voor de productie van vooral palmolie is relatief

156

beperkt, zodat de extra input van fossiele brandstoffen voor de raffinage van de gerecycleerde GFVO relatief sterk doorweegt op het resultaat.

6.3.3 Bespreking van de processen die de netto mili eu-impact van de onderzochte toepassingen bepalen of beïnvloeden

Figuur 29 geeft een overzicht van de resultaten van de basisanalyse voor gerecycleerde GFVO (gebruikte frituurvetten- en olie) per impactcategorie. Op deze figuur wordt het scenario met de hoogste score op 100 gezet en de andere in percentages daarvan, impactcategorie per impactcategorie.

Uit deze figuur blijkt dat geen van de onderzochte toepassingen beter of slechter scoort dan de andere toepassingen. Er kan daarom geen voorkeur gegeven worden aan een bepaalde toepassingsmogelijkheid.

De processen die een belangrijke of zelfs bepalende milieu-impact veroorzaken binnen de onderzochte scenario’s worden in deze paragraaf besproken.

6.3.3.1 Scenario’s waarbij inzet van plantaardige o lie vermeden wordt We bespreken eerst de scenario’s waarbij de inzet van plantaardige olie vermeden wordt: biodiesel (koolzaad) en oleochemie (vetsplitsing en omestering). De milieu-impact van de toepassing zelf (productie en gebruik van oleochemicaliën en biodiesel) is niet expliciet berekend , omdat deze onafhankelijk is van de gebruikte grondstof. De verwerking van plantaardige olie of gerecycleerde GFVO geeft geen verschil in milieu-impact van het proces. In een vergelijkende LCA-studie worden dergelijke processen niet meegenomen. Enkel transport en raffinage41 van de gerecycleerde GFVO kunnen dus bijdragen tot de milieu-impact van de toepassing van deze afvalstof. De milieu-impact van de toepassing zelf heeft nooit een belangrijke bijdrage tot de netto milieu-impact van de scenario’s42. De netto impact wordt steeds bepaald door de vermed en processen 43. De vermeden milieu-impact wordt veroorzaakt door de teelt van energiegewassen, de productie van ruwe plantaardige olie, de raffinage ervan en het transport van plantaardige olie. Meestal is de milieu-impact van de teelt van energiegewassen bepalend, in bepaalde gevallen speelt ook de productie van plantaardige olie een belangrijke rol. Soms zorgt het vermeden transport van de plantaardige olie voor een belangrijke bijdrage.

De teelt van de energiegewassen (koolzaad of palmvruchten) zorgt vaak voor een belangrijke of bepalende milieu-impact.

Het gebruik van meststoffen (kunstmeststoffen, dierlijke meststoffen, andere biomassa) zorgt voor een input van stikstof en metalen naar de bodem:

41 Behalve in het scenario oleochemie (vetsplitsing) 42 De raffinage van gerecycleerde GFVO resulteert niet in een relevante milieu-impact. Voor de impactcategorieën waarvoor dit wel het geval bleek te zijn, was dit te wijten aan een gebrek aan impact door de rest van de processen. We hebben hiervoor expliciet gekeken naar de grootte van de impact van de raffinage in vergelijking met andere (vermeden) impacts. De impact van de raffinage wordt daarenboven gecompenseerd door de impact van de vermeden raffinage van ruwe plantaardige olie. 43 In geval van het biodielscenario (koolzaad) wordt de inzet van geraffineerde koolzaadolie voor hetzelfde proces vermeden. In geval van de oleochemische scenario’s wordt de inzet van geraffineerde palm- en koolzaadolie voor dezelfde processen vermeden.

157

• De resulterende stikstofemissies naar lucht en water zorgen voor een belangrijke bijdrage tot de schade aan luchtwegen door emissies van anorganische stoffen en schade aan ecosystemen door verzurende/vermestende emissies. Voor de verschillende scenario’s gaat het telkens om een netto milieuwinst.

• De resulterende emissies van metalen naar de bodem hebben dan weer een belangrijke invloed op het resultaat voor schade aan menselijke gezondheid door kankerverwekkende stoffen en schade aan ecosystemen door ecotoxische stoffen. De teelt van koolzaad zorgt voor een netto opname van cadmium uit de bodem: het gewas haalt meer cadmium uit de bodem dan aangevoerd wordt via meststoffen. Cd-emissies naar landbouwgronden worden volgens de gebruikte methode beschouwd als potentieel kankerverwekkend. Hierdoor wordt voor het biodieselscenario (koolzaad) een netto milieu-impact (= geen milieuwinst) opgetekend voor deze impactcategorie. Voor de oleochemische scenario’s is het resultaat een relatief belangrijke netto milieuwinst. In deze scenario’s bestaat de vermeden plantaardige olie voor 68% uit palmolie en voor slechts 32% uit koolzaadolie, hetgeen resulteert in een netto milieuwinst.

Het gebruik van land voor de teelt van energiegewassen is bepalend voor de schade aan ecosystemen door landgebruik. Hierbij hoort een kanttekening: de gebruikte Eco-Indicator 99 methode [Goedkoop et al.] bevat enkel kengetallen, gerelateerd aan de aanwezigheid van plantensoorten in West-Europa in functie van het landgebruik. Deze kengetallen zijn ook toegepast op het gebruik van land in Maleisië (teelt van oliepalmen). Specifieke kengetallen voor deze regio zijn immers niet beschikbaar. Hierdoor kan de milieu-impact voor dit proces onderschat zijn. Het gaat echter nog steeds om een relatief belangrijke netto milieuwinst in vergelijking met de scenario’s waarbij andere conventionele processen vermeden worden.

Het gebruik van meststoffen en de drooglegging van veengronden zorgen voor niet-energetische broeikasgasemissies. Het gebruik van meststoffen zorgt voor N2O-emissies. De teelt van palmvruchten op veengronden zorgt voor N2O- en CO2-emissies ten gevolge van de drooglegging van deze gronden. De berekeningen gaan ervan uit dat slechts een fractie van het areaal (4%) uit veengronden bestaat. Bij uitbreiding van het areaal veengronden kan deze vermeden impact sterk toenemen. Het belang van deze niet-energetische broeikasgasemissies verklaart waarom de netto milieuwinst voor deze impactcategorie (schade aan menselijke gezondheid door klimaatverandering) relatief groot is in vergelijking met de netto milieuwinst voor de uitputting van fossiele brandstoffen.

De besproken milieu-impacts vinden plaats ter hoogte van de landbouwgronden. Andere milieu-impacts komen van de productie en het transport van meststoffen en het gebruik van landbouwwerktuigen. Deze processen kunnen samen voor een belangrijke impact zorgen voor verschillende impactcategorieën.

De productie van ruwe plantaardige olie uit energiegewassen zorgt in bepaalde gevallen ook voor een belangrijke milieu-impact. Het gaat in hoofdzaak om de milieu-impact van het productieproces zelf.

Tijdens de productie van koolzaadolie wordt hexaan geëmitteerd (extractie van olie met hexaan). De hexaanemissies leveren een belangrijke bijdrage tot schade aan luchtwegen door organische stoffen.

Biomassa van de verwerkte palmvruchten wordt verbrand voor de productie van energie. Hierdoor is weinig fossiele energie nodig voor de productie van palmolie.

158

Emissies van vluchtige organische stoffen tijdens de verbranding van biomassa zorgen voor een belangrijke bijdrage tot schade aan luchtwegen door organische stoffen. Anorganische verbrandingsemissies zorgen voor een belangrijke bijdrage tot schade aan luchtwegen door anorganische stoffen (NOx, SO2 en stof) en in mindere mate tot schade aan ecosystemen door verzurende/vermestende emissies (NOx, SO2).

Het vermeden transport van palmolie zorgt in bepaalde gevallen voor een belangrijke milieuwinst.

Wanneer het gebruik van palmolie vermeden wordt, zorgt de inzet van gerecycleerde GFVO voor een netto besparing op transport. Palmolie wordt immers in Maleisië over relatief lange afstand met de vrachtwagen vervoerd en vervolgens per schip naar West-Europa gebracht. De vermeden milieu-impact van deze transportstappen draagt voor bepaalde impactcategorieën bij tot de netto milieuwinst. Transport over de weg heeft een grotere milieu-impact per tonkilometer44 dan transport over water. De grootste afstanden worden per schip afgelegd, maar de grote afstand tot Maleisië en Brazilië is nooit bepalend.

Wanneer het gebruik van koolzaadolie vermeden wordt, is het vermeden transport van de koolzaadolie even groot als het transport van gerecycleerde GFVO. Er wordt van uitgegaan dat zowel de koolzaadolie als de gerecycleerde GFVO in Vlaanderen geproduceerd worden.

6.3.3.2 Scenario’s waarbij inzet van fossiele brand stoffen en andere conventionele energiebronnen vermeden wordt Ook voor de scenario’s elektriciteitsproductie, stoomproductie en biodiesel (fossiel) is de vermeden impact vaak belangrijk of bepalend . Voor deze scenario’s gaat het om de milieu-impact van stoomproductie op basis van aardgas, van de productie van “conventionele” elektriciteit of van de productie en het gebruik van fossiele zwavelarme diesel. De milieu-impact van de toepassing van gerecycleerde GFVO is in dit geval onbestaande ofwel klein vergeleken met de vermeden milieu-impact.

Voor een aantal impactcategorieën kan de specifieke milieu-impact van de toepassing van gerecycleerde GFVO een belangrijke b ijdrage hebben tot de netto milieu-impact . Voor deze scenario’s gaat het om de verbranding van gerecycleerde GFVO in een dieselmotor, een stoomketel of een personenvoertuig en van de productie van biodiesel uit gerecycleerde GFVO. Het transport en de raffinage van gerecycleerde GFVO zorgen niet voor een significante milieu-impact45.

Voor het scenario stoomproductie bekomen we voor schade aan luchtwegen door anorganische stoffen en schade aan ecosystemen door verzurende/vermestende emissies een netto milieu-impact (= geen milieuwinst). De NOx-emissies van de verbranding van gerecycleerde GFVO zijn bepalend. Deze NOx-emissies zijn hoger


45 De raffinage van gerecycleerde GFVO resulteert niet in een relevante milieu-impact. Voor de impactcategorieën waarvoor dit wel het geval bleek te zijn, was dit te wijten aan een gebrek aan impact door de rest van de processen. We hebben hiervoor expliciet gekeken naar de grootte van de impact van de raffinage in vergelijking met andere (vermeden) impacts.

159

dan de NOx-emissies bij verbranding van een equivalente46 hoeveelheid aardgas, hetgeen resulteert in de netto milieu-impact. Voor het scenario elektriciteitsproductie zijn de verbrandingsemissies (NOx) eveneens belangrijk. Conventionele elektriciteitsproductie zorgt echter gemiddeld voor een grotere impact47, zodat de score voor beide impactcategorieën een netto milieuwinst is.


• Methanolemissies tijdens de productie van biodiesel zorgen ervoor dat er een netto milieu-impact (geen milieuwinst) is voor schade aan luchtwegen door emissies van organische stoffen;

• Het energieverbruik voor de productie van biodiesel en voor de productie van de grondstoffen methanol en natriumhydroxide zorgt voor een verlaging van de netto milieuwinst voor schade aan gezondheid door klimaatverandering (vermindering met 12%) en uitputting van fossiele brandstoffen (vermindering met 19%).

46 Een hoeveelheid aardgas waarmee eenzelfde hoeveelheid stoom geproduceerd wordt. 47 NOx en SOx, maar ook stof (voor schade aan luchtwegen door anorganische stoffen)

160

Figuur 29: Vergelijking van de milieuprofielen voor de toepassing van gerecycleerde GFVO

-100%

-80%

-60%

-40%

-20%

0%

20%

40%

Rel

atie

ve b

ijdra

ge (

%)

Elektriciteitsproductie Stoomproductie Omestering Vetsplitsing Biodiesel (koolzaad) Biodiesel (fossiel)

Carcinogens

Resp. Organics

Resp. Inorganics

Climate changeEcotoxicity


Land use

Minerals

Fossil fuels

161

6.3.4 Besluit met betrekking tot de toepassing van gerecycleerde GFVO: basisanalyse

6.3.4.1 Energierecuperatie vs. recyclage De resultaten worden in de eerste plaats bekeken vanuit de vergelijking tussen energierecuperatie en recyclage. Onder energierecuperatie valt elektriciteitsproductie en stoomproductie. De routes voor recyclage zijn: gebruik in de oleochemie en biodieselproductie.

Om de impact van biodieselproductie te evalueren werden twee uitgangspunten gevolgd: biodiesel uit gerecycleerde GFVO vervangt op de markt ofwel andere biodiesel (uit koolzaad) ofwel fossiele diesel. De keuze tussen beide heeft een belangrijke invloed op de vergelijking energierecuperatie vs. recyclage.

Indien uitgegaan wordt van de uitsparing van fossiele diesel door de inzet van biodiesel uit gerecycleerde GFVO, scoort energierecuperatie enkel significant beter dan recyclage voor de impactcategorie schade aan luchtwegen door emissies van organische stoffen. Recyclage scoort voor geen van de impactcategorieën significant beter dan energierecuperatie.

Indien uitgegaan wordt van de uitsparing van biodiesel uit koolzaad door de inzet van biodiesel uit gerecycleerde GFVO, scoort energierecuperatie significant beter dan recyclage voor volgende impactcategorieën:

• Schade aan menselijke gezondheid door broeikasgasemissies


Deze resultaten liggen in de lijn van de verwachtingen, aangezien dit de doelstelling is van de productie van hernieuwbare energie.

Recyclage scoort significant beter dan energierecuperatie voor volgende impactcategorieën:

• Schade aan de luchtwegen door emissies van anorganische stoffen




De eerste en de derde impactcategorie hebben deels betrekking op emissies van stikstofverbindingen naar het milieu.

Voor volgende impactcategorieën is geen verschil tussen recyclage en energierecuperatie volgens beide varianten voor biodieselproductie:

• Schade aan menselijke gezondheid door emissies van kankerverwekkende stoffen


Bij de evaluatie van de scenario’s rond het gebruik van dierlijk vet cat.3 was er geen verschil tussen energetische valorisatie en recyclage voor schade aan menselijke gezondheid door emissies van kankerverwekkende stoffen en voor schade aan ecosystemen door emissies van ecotoxische stoffen. Beide impactcategorieën hebben deels betrekking op emissies van metalen naar bodem,

162

water of lucht. Voor gerecycleerde GFVO scoort recyclage echter significant beter dan energetische valorisatie voor de laatste impactcategorie. De impact van de emissies van de verschillende metalen op enerzijds de menselijke gezondheid en anderzijds de ecosystemen verschilt dan ook.

Uitgaande van deze vergelijkende LCA-studie kan niet besloten worden of recyclage van gerecycleerde GFVO beter is dan energierecuperatie of omgekeerd. De resultaten kunnen wel gebruikt worden als beslissingsbasis voor het nemen van beleidsbeslissingen.

6.3.4.2 Onderlinge vergelijking van de scenario’s Het milieuprofiel van de 2 biodieselscenario’s is onderling verschillend. Als we ervan uitgaan dat biodiesel uit gerecycleerde GFVO biodiesel uit koolzaad vervangt, heeft dit een ander milieuprofiel dan wanneer hij fossiele diesel vervangt.

Voor het scenario biodiesel (koolzaad) is er geen verschil ten opzichte van de twee andere recyclagescenario’s voor:







De score voor het biodieselscenario (koolzaad) is significant beter dan de twee andere recyclagescenario’s voor de impactcategorie schade aan luchtwegen door emissies van organische stoffen.

De score voor het biodieselscenario (koolzaad) is tenslotte significant slechter dan de twee andere recyclagescenario’s voor de impactcategorie schade aan menselijke gezondheid door emissies van kankerverwekkende stoffen48.

In vergelijking met de scenario’s rond dierlijk vet cat.3, is de score vaker hetzelfde als de andere recyclagescenario’s. Dit kan verklaard worden doordat de uitsparing van koolzaadolie in alle recyclagescenario’s voor gerecycleerde GFVO een rol speelt. Voor dierlijk vet cat.3 speelde dit enkel een rol voor het biodieselscenario (koolzaad). Voor de andere recyclagescenario’s speelde de uitsparing van palmolie en/of sojaolie een rol.

Voor de twee andere recyclagescenario’s zijn er onderling weinig verschillen in score. Het gaat om 2 varianten voor de toepassing van gerecycleerde GFVO in de oleochemie. De verschillen die er zijn komen van een extra voorbehandeling van de gerecycleerde GFVO en een kleinere uitsparing van plantaardige olie voor het omesteringsscenario.

48 Dit is het gevolg van de aanname dat de opname van cadmium door koolzaad groter is dan de hoeveelheid cadmium die via de meststoffen wordt toegediend aan de landbouwgronden. Hierdoor krijgen we een netto milieuwinst door de teelt van koolzaad en dus een netto milieu-impact door het vermijden van de teelt van koolzaad.

163

Uitgaande van de uitsparing van biodiesel uit koolzaadolie is de netto milieu-impact voor het biodieselscenario meermaals gelijk aan de netto milieu-impact van een ander recyclagescenario. Er kan echter niet besloten worden dat het milieuprofiel meer gelijklopend of vergelijkbaar is met het milieuprofiel van de andere recyclagescenario’s dan met het milieuprofiel van de scenario’s rond energierecuperatie. Dergelijke uitspraak zou immers een weging van de resultaten impliceren.

Het milieuprofiel van het scenario biodiesel (fossiel) vergelijken we met de scenario’s rond energetische valorisatie. Voor volgende impactcategorieën is er geen verschil:

• Schade aan menselijke gezondheid door kankerverwekkende emissies






De score voor biodiesel (fossiel) is significant slechter dan energetische valorisatie voor schade aan de luchtwegen ten gevolge van emissies van organische stoffen.

De score van het biodieselscenario (fossiel) is ofwel hetzelfde ofwel significant slechter in vergelijking met de energetische valorisatiescenario’s voor de uitputting van mineralen en voor de uitputting van fossiele brandstoffen.

Voor de twee scenario’s rond energierecuperatie zijn de scores evenmin hetzelfde voor elk van de impactcategorieën. De verschillen zijn in belangrijke mate te verklaren doordat in het ene geval (ondermeer) elektriciteit wordt uitgespaard en in het andere geval alleen warmte. De productie van elektriciteit resulteert in specifieke uitgespaarde emissies49 die voor bepaalde impactcategorieën bepalend zijn.

Uitgaande van een uitsparing van fossiele diesel is de netto milieu-impact voor het biodieselscenario meermaals gelijk aan de netto milieu-impact van een scenario met betrekking tot energierecuperatie. Er kan echter niet besloten worden dat het milieuprofiel meer gelijklopend of vergelijkbaar is met het milieuprofiel van de scenario’s rond energierecuperatie dan met het milieuprofiel van de recyclagescenario’s. Dergelijke uitspraak zou immers een weging van de resultaten impliceren.

De verschuiving van het gebruik van gerecycleerde GFVO in de oleochemie naar energierecuperatie zorgt voor een verschuiving van de milieu-impact; energierecuperatie scoort significant beter voor volgende impactcategorieën:


49 Stofemissies voor de impact categorie schade aan luchtwegen door anorganische emissies en metaalertsen voor de constructie van stalen vaten voor de berging van nucleair afval.

164


• Schade aan de luchtwegen door emissies van organische stoffen;

Energierecuperatie scoort significant beter of even goed voor uitputting van mineralen, afhankelijk van de vorm van energierecuperatie.

Toepassing in de oleochemie geeft anderzijds een grotere netto milieuwinst dan energetische valorisatie voor:

• Schade aan menselijke gezondheid door emissies van kankerverwekkende stoffen;

• Schade aan de luchtwegen door emissies van anorganische stoffen,




165

De resultaten van de LCA-studie zijn afhankelijk van welbepaalde factoren zoals de keuze van de referentiedata (bijvoorbeeld gemiddelde elektriciteitsmix voor alle scenario’s), mogelijke aannames (bijvoorbeeld transportafstand tot installatie), enz. Om de invloed van de wijziging van enerzijds de meest relevante en anderzijds de meest onzekere factoren in het voorliggend rapport in te schatten, werden vier gevoeligheidsanalyses uitgevoerd, met name:

• Gevoeligheidsanalyse 1: verhoging van de transportafstand van dierlijk vet tot aan de installatie (van 150 km naar 300 km);

• Gevoeligheidsanalyse 2: vermeden elektriciteitsproductie afkomstig van fossiele brandstofmix (i.p.v. Belgische mix) voor scenario ‘elektriciteitsproductie’;

• Gevoeligheidsanalyse 3: vermeden inzet van palmoliestearine in scenario ‘elektriciteitsproductie’

• Gevoeligheidsanalyse 4: vermeden stoomproductie afkomstig van een installatie op lichte fuel (i.p.v. aardgas) voor scenario ‘stoomproductie’;

• Gevoeligheidsanalyse 5: bemesting van koolzaad met kunstmeststoffen (i.p.v. dierlijke mest) voor scenario ‘biodiesel (koolzaad)’.

Het resultaat van deze gevoeligheidsanalyses zal telkens vergeleken worden met het resultaat van de basisscenario’s.

Deze gevoeligheidsanalyses werden uitgevoerd voor de toepassing van dierlijk vet cat.3. De besluiten die uit de gevoeligheidsanalyses getrokken kunnen worden, gelden grotendeels ook voor gerecycleerde GFVO. Daarom worden de gevoeligheidsanalyses niet herhaald voor gerecycleerde GFVO.

7.1 Verhoging van de transportafstand van dierlijk vet tot aan de installatie (van 150 km naar 300 km)

Voor de basisanalyse wordt telkens uitgegaan van een transportafstand (heen en terug) voor het dierlijk vet cat.3 van 150 km om het dierlijk vet van de producent naar de installatie te brengen waar het gebruikt wordt (elektriciteitscentrale (monoverbranding), biodieselproductieplant, oleochemische fabriek, mengvoederproducent, ...). Enkel voor het scenario ‘stoomproductie’ wordt ervan uitgegaan dat er geen transport nodig is: het is immers de producent van het dierlijk vet cat.3 die het gebruikt voor de productie van stoom voor het eigen verwerkingsproces.

In deze gevoeligheidsanalyse gaan we de invloed na van grotere transportafstanden: 300 km heen en terug in plaats van 150 km. Vergelijking met de resultaten van de basisanalyse leert dat de verdubbeling van de transportafstand amper invloed heeft op de resultaten. De resultaten voor het scenario stoomproductie verbeteren wel lichtjes ten opzichte van de resultaten voor de overige scenario's, maar het zijn echter geen significante verbeteringen.

7 LCA van de scenario’s voor de toepassing van dierlijk vet cat. 3: gevoeligheidsanalyses

166

Figuur 30: Gevoeligheidsanalyse 1: verhoging transp ortafstand van dierlijk vet tot aan de installatie (van 150 km naar 300 km)

-100%

-80%

-60%

-40%

-20%

0%

20%

Rel

atie

ve b

ijdra

ge (%

)


Carcinogens

Resp. Organics

Resp. Inorganics

Climate change

Ecotoxicity


Land useMinerals

Fossil fuels

167

7.2 Vermeden elektriciteitsproductie afkomstig van fossiele brandstofmix (i.p.v. Belgische mix) voor scenario ‘elektriciteitsproductie’

In de basisanalyse wordt voor het scenario ‘elektriciteitsproductie’ aangenomen dat de vermeden elektriciteit geproduceerd wordt in overeenstemming met de gemiddelde Belgische mix van energiedragers en technologieën. Nucleaire centrales produceren een aanzienlijk deel van de elektriciteit die in België wordt gebruikt. De milieu-impact van deze centrales is echter zeer specifiek en verschilt sterk van de milieu-impact van de productie van elektriciteit uitgaande van fossiele brandstoffen. We denken dan in de eerste plaats aan broeikasgasemissies en uitsparing van fossiele brandstoffen. Deze keuze heeft dan ook een belangrijke impact op de resultaten van dit scenario.

In deze gevoeligheidsanalyse wordt daarom uitgegaan van de gemiddelde Belgische mix, exclusief import én de productie op basis van niet-fossiele brandstoffen (waaronder nucleaire elektriciteitsproductie).

Het is echter niet zo dat de milieu-impact van elektriciteitsproductie uitgaande van aardgas, steenkool of stookolie hetzelfde is:

• aardgas is een relatief propere brandstof (wat directe verbrandingsemissies betreft), maar relatief schaars.

• stookolie is een relatief vuile brandstof (wat directe verbrandingsemissies betreft) en relatief schaars.

• steenkool is een relatief vuile brandstof (wat directe verbrandingsemissies betreft), maar is niet zo schaars.

Binnen de Eco-Indicator 99 methode [Goedkoop et al.] wordt de schaarsheid van de fossiele brandstof gemeten aan de hand van de energie die nodig is om in de toekomst de brandstoffen in kwestie te winnen.

De resultaten van deze gevoeligheidsanalyse zijn weergegeven in Figuur 31.

Uitgaande van de fossiele (Belgische) mix voor vermeden elektriciteitsproductie scoort het scenario elektriciteitsproductie significant beter voor de impact op menselijke gezondheid door klimaatverandering en voor uitputting van fossiele brandstoffen.

Voor schade aan luchtwegen door emissies van anorganische stoffen en schade aan ecosystemen door vermestende/verzurende emissies zorgen voornamelijk de extra verbrandingsemissies (NOx en SO2) ten gevolge van de productie van elektriciteit uit fossiele brandstoffen voor een belangrijke toename van de netto milieuwinst.

De goede score van het scenario elektriciteitsproductie voor uitputting van mineralen in de basisanalyse wordt in grote mate bepaald door de productie van stalen vaten voor de conditionering van nucleair afval. In deze gevoeligheidsanalyse valt deze milieuwinst grotendeels weg, aangezien er geen nucleaire energie gebruikt wordt voor de productie van elektriciteit.

168

Figuur 31: Gevoeligheidsanalyse 2: vermeden elektri citeitsproductie afkomstig van fossiele brandstofmi x (i.p.v. Belgische mix) voor scenario ‘elektriciteitsproductie’

-100%

-80%

-60%

-40%

-20%

0%

20%

Rel

atie

ve b

ijdra

ge (

%)

Elektriciteitsproductie (fossiele mix) Elektriciteitsproductie (Belgische mix) Stoomproductie

Mengvoederindustrie Omestering Vetsplitsing

Biodiesel (koolzaad) Biodiesel (fossiel)

Carcinogens

Resp. Organics

Resp. Inorganics

Climate change

Ecotoxicity


Land useMinerals

Fossil fuels

169

7.3 Vermeden inzet van palmoliestearine in scenario elektriciteitsproductie

Palmoliestearine en palmpitolie worden vermeld als geschikte plantaardige oliën voor brandstof in stationaire installaties [Erbrink], en palmolie en palmoliederivaten worden in de praktijk ook gebruikt voor elektriciteitsproductie:

- In Nederland hebben verschillende elektriciteitscentrales groene stroom geproduceerd op basis van palmolie [Essent] [USDA].

- Ook in België (en Vlaanderen) is -tot begin 2007- de interesse in het gebruik van palmolie als brandstof toegenomen. Het gaat hierbij om kleinschalige installaties (zoals aanpassing van stookinstallaties in de glastuinbouw), maar ook grotere projecten voor elektriciteitsproductie [de Standaard].

- In Vlaanderen zijn verder de dossiers van een relatief groot aantal installaties (interne verbrandingsmotoren op basis van palmolie) en van een viertal installaties op koolzaadolie reeds goedgekeurd in het kader van het systeem van groene stroomcertificaten. Deze installaties hebben evenwel nog geen groene stroom geproduceerd [VREG].

- SPE gebruikt palmolie in de centrale van Harelbeke voor de productie van groene stroom (meeverbranding met heavy fuel oil). Het betreft meeverbranding in een conventionele elektriciteitscentrale [VREG].

- Biox (in Nederland) heeft dit jaar vergunningen gekregen van de Nederlandse overheid voor 2 elektriciteitscentrales (monoverbranding) op palmoliestearine. Daarnaast heeft het bedrijf plannen voor de bouw van twee dergelijke installaties in Vlaanderen (Antwerpse haven en Oostende). Hiervoor is de vergunningsprocedure nog niet doorlopen. Ook in andere Europese landen (Duitsland, Italië, UK) heeft het bedrijf gelijkaardige plannen. Alles samen gaat het om een elektrisch vermogen van 500 MWelektrisch [Biox NL]

Volgens [Biox NL 1] is in 2005 500 kton en in 2006 1 000 kton plantaardige oliën en derivaten ingezet als brandstof in de Europese Gemeenschap. Deze getallen houden ook rekening met bijproducten van de oleochemie en de voedingsproductie. Palmolie en derivaten worden genoemd als belangrijke brandstoffen. In 2007 ligt de vraag een stuk lager (200 000 ton) doordat de prijzen voor eetbare plantaardige olie sterk zijn toegenomen. In de toekomst zal de vraag naar eetbare plantaardige olie voor elektriciteitsproductie toenemen tot 1 500 kton per jaar in de Europese Gemeenschap ten gevolge van het Europese beleid met betrekking tot hernieuwbare energie [Biox NL 1].

Tegenwoordig worden ernstige vraagtekens geplaatst bij de vermeende duurzaamheid en milieuwinst bij toenemende inzet van palmolie voor de productie van groene energie. Ook zijn de prijzen van palmolie de hoogte ingegaan. In 2007 geplande grootschalige projecten voor elektriciteitsproductie uit palmolie in Nederland zijn afgeblazen [de Standaard].

Uit deze informatie blijkt dat het gebruik van palmolie of palmoliederivaten niet over het hoofd mag gezien worden in het kader van de productie van groene elektriciteit.

170

De Vlaamse overheid is van mening dat het gebruik van palmolie zeker niet mag uitgesloten worden, gezien de ambitieuze doelstelling om 6% groene energie te produceren tegen 2010 [De Standaard].

In het kader van de voorliggende LCA-studie kan geredeneerd worden dat de productie van elektriciteit uit dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO voor bijkomende groene elektriciteit zorgt, bovenop de elektriciteit uit bijvoorbeeld palmolie of derivaten, om de vooropgestelde doelstellingen met betrekking tot groene stroomproductie te kunnen halen.. In die context zorgt de elektriciteitsproductie uit dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO voor een uitsparing van elektriciteit uit conventionele energiedragers (waaronder fossiele brandstoffen). Deze redenering is gevolgd voor de basisanalyse. Hierbij wordt dus uitgegaan van de uitsparing van elektriciteit die geproduceerd wordt in overeenstemming met de gemiddelde Belgische mix van energiedragers en technologieën (basisanalyse) of de fossiele mix (gevoeligheidsanalyse 2).

Anderzijds kan gesteld worden dat zodra de doelstellingen voor groene stroomproductie bereikt zijn de elektriciteitsproductie uit dierlijk vet cat.3 en gerecycleerde GFVO zorgt voor een uitsparing van elektriciteit uit palmolie of derivaten (of uit koolzaadolie).

Daarom wordt in deze gevoeligheidsanalyse nagegaan wat de invloed is van de aanname dat de productie van elektriciteit en warmte uit dierlijk vet cat.3 zorgt voor de uitsparing van elektriciteit en warmte uit palmoliestearine (i.p.v. op basis van de Belgische mix).

Voor deze gevoeligheidsanalyse is geen diepgaande analyse uitgevoerd naar de elektriciteitsproductie op basis van palmolie en palmoliederivaten en werd beroep gedaan op beschikbare informatie, die wel getoetst werd aan (vertrouwelijke) informatie die verzameld werd in het kader van de BBT-studie Hernieuwbare brandstoffen [BBT-studie Hernieuwbare brandstoffen].

Het uitgangspunt voor de gevoeligheidsanalyse is dat de uitgespaarde elektriciteit en warmte geproduceerd wordt in de installatie die geëvalueerd wordt in het scenario Elektriciteitsproductie (monoverbranding), maar dan uitgaande van palmoliestearine. De LCI-gegevens voor de productie van palmoliestearine in overeenstemming met [Schmidt] werden gebruikt.

Op basis van de informatie voor dergelijke installaties, verzameld in het kader van de BBT-studie Hernieuwbare brandstoffen, kan besloten worden dat de verbrandingsemissies uitgaande van palmoliestearine niet significant verschillen van de emissies uitgaande van dierlijk vet cat.3. Het gaat immers in beide gevallen om "geraffineerde" uitgangsmaterialen en de beschouwde installatie is uitgerust met een uitgebreide rookgaszuivering, ondermeer bestaande uit een katalytische deNOx-installatie en een stoffilter.

Omdat de milieu-impact van de installatie zelf hetzelfde is uitgaande van dierlijk vet cat.3 en palmoliestearine, heeft deze geen invloed op de netto milieuwinst van het scenario.

Een zeer kleine milieu-impact wordt veroorzaakt door de voorbehandeling (wassen en verwijderen van vrije vetzuren) van het dierlijk vet cat. 3 vooraleer te worden verbrand in de installatie in vergelijking met de toepassing van palmoliestearine.

Het grootste deel van de netto milieuwinst wordt bepaald door de (vermeden) productie van palmoliestearine (zie Figuur 32).

171

Figuur 32: Gevoeligheidsanalyse 3: vermeden inzet v an palmoliestearine in scenario ‘elektriciteitsprod uctie’

-100%

-80%

-60%

-40%

-20%

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Rel

atie

ve b

ijdra

ge (%

)


Carcinogens

Resp. Organics

Resp. Inorganics

Climate change

Ecotoxicity


Land use Minerals Fossil fuels

172

De resultaten voor het scenario elektriciteitsproductie (uitgaande van de vermeden energieproductie uit palmoliestearine) zijn in feite identiek aan de resultaten die bekomen zijn in de basisanalyse voor het scenario oleochemie (omestering). Ook hier wordt het dierlijk vet cat.3 voorbehandeld (wassen en vetzuren verwijderen) en wordt een equivalente hoeveelheid palmoliestearine uitgespaard.

Deze gevoeligheidsanalyse toont aan dat de aard van de netto milieu-impact van het gebruik van dierlijk vet cat.3 niet noodzakelijk samenhangt met het feit of het om recyclage gaat of om energetische valorisatie. Afhankelijk van de aannames omtrent de vermeden processen, kan de netto milieuwinst verschillend of gelijk zijn.

7.4 Vermeden stoomproductie afkomstig van een installatie op lichte fuel (i.p.v. aardgas) voor scenario ‘stoomproductie’

In de basisanalyse wordt verondersteld dat de geproduceerde stoom in het scenario stoomproductie zorgt voor een uitsparing van stoom die geproduceerd wordt op basis van aardgas. Niet alle stoomketels werken echter op aardgas. In het geval van Rendac en Smilde was dit wel het geval. Daarom wordt in deze gevoeligheidsanalyse wordt daarom de netto milieu-impact berekend uitgaande van vermeden stoomproductie afkomstig van een installatie op lichte fuel (zie Figuur 33).

Aardgas is een relatief propere brandstof en relatief schaars. Lichte stookolie is minder proper, maar eveneens relatief schaars. Dit kan afgelezen worden in de resultaten. De emissies van anorganische stoffen (NOx en SO2) zijn hoger bij stoomproductie op basis van lichte stookolie in vergelijking met het gebruik van aardgas. Deze impact is zelfs groter dan de impact ten gevolge van de verbranding van dierlijk vet cat.3 in een stoomketel (NOx-emissies). In plaats van een netto impact zorgt het scenario stoomproductie nu voor een netto milieuwinst voor de schade aan luchtwegen door emissies van anorganische stoffen en voor de schade aan ecosystemen door vermestende/verzurende emissies. De verbranding van lichte stookolie zorgt ook voor relatief hogere emissies van broeikasgassen, organische stoffen en ecotoxische stoffen in vergelijking met de verbranding van aardgas.

Omdat ruwe aardolie en aardgas ongeveer even schaars zijn, verandert deze aanname niets aan de score voor uitputting van fossiele brandstoffen.

173

Figuur 33: Gevoeligheidsanalyse 4: vermeden stoompr oductie afkomstig van een installatie op lichte fue l (i.p.v. aardgas) voor scenario ‘stoomproductie’

-100%

-80%

-60%

-40%

-20%

0%

20%

Rel

atie

ve b

ijdra

ge (

%)

Elektriciteitsproductie Stoomproductie (aardgas) Stoomproductie (lichte fuel) Mengvoederindustrie

Omestering Vetsplitsing Biodiesel (koolzaad) Biodiesel (fossiel)

Carcinogens

Resp. Organics

Resp. Inorganics

Climate change

Ecotoxicity


Land useMinerals

Fossil fuels

174

In gevoeligheidsanalyse 2 gaan we uit van andere aannames voor de vermeden elektriciteitsproductie in het scenario elektriciteitsproductie (monoverbranding). In gevoeligheidsanalyse 4 gaan we uit van andere aannames voor de vermeden stoomproductie in het scenario stoomproductie. In de volgende figuur tonen we voor beide scenario’s de resultaten van deze gevoeligheidsanalyses. Omwille van de duidelijkheid tonen we enkel de aangepaste scenario’s en niet de oorspronkelijke (uit de basisanalyse).

175

Figuur 34: Combinatie van Gevoeligheidsanalyse 2 en Gevoeligheidsanalyse 4

-100%

-80%

-60%

-40%

-20%

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Rel

atie

ve b

ijdra

ge (

%)

Elektriciteitsproductie (fossiele mix) Stoomproductie (lichte fuel) Mengvoederindustrie

Omestering Vetsplitsing Biodiesel (koolzaad)

Biodiesel (fossiel)

Carcinogens

Resp. Organics

Resp. Inorganics

Climate change

Ecotoxicity


Land useMinerals

Fossil fuels

176

7.5 Bemesting van koolzaad met kunstmeststoffen (i.p.v. dierlijke mest en kunstmeststoffen) voor scenario ‘biodiesel (koolzaad)’

In de basisanalyse is uitgegaan van het gebruik van 55% dierlijke mest en 45% kunstmeststoffen. De hiervoor gebruikte LCI-data zijn in grote mate overgenomen van een Deense doctoraatstudie [Schmidt].

Om de invloed van de verhouding kunstmest/dierlijke mest in het scenario ‘biodiesel (koolzaad)’ na te gaan wordt in deze gevoeligheidsanalyse de netto milieu-impact berekend indien de bemesting van koolzaad met 100 % kunstmeststoffen zou gebeuren.

De belangrijkste verschillen tussen beide aannames zijn:

• minder impact van de productie van kunstmeststoffen in geval van gebruik van dierlijke mest

• een lagere aanvoer van cadmium en een hogere aanvoer van andere metalen via dierlijke mest dan via kunstmeststoffen

• een zeer klein verschil in stikstofemissies naar water en lucht bij gebruik van dierlijke mest ten opzichte van kunstmeststoffen

De resulterende verschillen in netto milieu-impact kunnen afgelezen worden van Figuur 35.

177

Figuur 35: Gevoeligheidsanalyse 5: bemesting van ko olzaad met kunstmeststoffen (i.p.v. dierlijke mest) voor scenario ‘biodiesel (koolzaad)’

-100%

-80%

-60%

-40%

-20%

0%

20%

Rel

atie

ve b

ijdra

ge (%

)

Elektriciteitsproductie Stoomproductie Mengvoederindustrie

Omestering Vetsplitsing Biodiesel (koolzaad, kunstmeststoffen)

Biodiesel (fossiel)

Carcinogens

Resp. Organics

Resp. Inorganics

Climate change

Ecotoxicity


Land useMinerals

Fossil fuels

178

7.6 Conclusie met betrekking tot resultaten gevoeligheidsanalyse

De belangrijkste conclusies uit de gevoeligheidsanalyses die werden uitgevoerd, kunnen als volgt samengevat worden:

- de transportafstand van dierlijk vet van de producent tot aan de toepassingsinstallatie speelt geen rol van betekenis in de totale netto milieu-impact: een verdubbeling van de transportafstand van 150 km naar 300 km resulteert slechts in een lichte verbetering voor het scenario ‘stoomproductie’ ten opzichte van de andere scenario’s

- indien uitgegaan wordt van de uitsparing van elektriciteit, geproduceerd volgens de Belgische fossiele mix, in plaats van de Belgische mix, scoort het scenario elektriciteitsproductie voor verschillende impactcategorieën beter dan in de basisanalyse omdat de emissies van de Belgische mix (omwille van de aanwezigheid van (emissiearme) nucleaire energie) kleiner zijn dan deze van een fossiele brandstofmix. Het verschil in de score voor de effecten gerelateerd aan verzuring/vermesting en emissies van anorganische componenten met de recyclagescenario’s verkleint.

- elektriciteitsproductie via monoverbranding van palmoliestearine kan beschouwd worden als een relevante optie voor groene stroomproductie in Vlaanderen. Indien elektriciteitsproductie uit dierlijk vet zorgt voor een uitsparing van deze groene stroom, is er geen verschil in het milieuprofiel voor elektriciteitsproductie en toepassing in de oleochemie.

- omdat de milieu-impact van de vermeden processen zo’n sterke invloed hebben op het milieuprofiel van de scenario’s, geldt in het algemeen dat voor scenario’s waarin door de toepassing van dierlijk vet het gebruik van fossiele brandstoffen wordt vermeden, de keuze van de vermeden fossiele brandstof sterk bepalend is voor de resultaten. Aardgas en stookolie zijn relatief schaars en scoren dus slecht voor de uitputting van fossiele brandstoffen. Steenkool scoort voor deze impactcategorie relatief goed. Aardgas scoort goed wat de verbrandingsemissies betreft (inclusief fossiele CO2-emissies). Stookolie en steenkool scoren slecht voor de verbrandingsemissies (inclusief fossiele CO2-emissies).

179

In deze studie worden verschillende toepassingsmogelijkheden voor dierlijk vet categorie 3 (hieronder kortweg dierlijk vet genoemd) en gerecycleerde GFVO (gebruikte frituurvetten en –oliën, na een eerste bewerking door de recuperanten) met elkaar vergeleken volgens de vergelijkende LCA-methode. Bedoeling was de milieu-impact van de verschillende toepassingsmogelijkheden met elkaar te vergelijken, met oog op het afvalstoffenbeleid dat de toepassing van deze stromen aanstuurt.

Om dergelijke LCA-analyse mogelijk te maken is het nodig om de processen uit te breiden tot scenario’s en rekening te houden met de vermeden processen, dwz de processen waarvoor de toepassing van dierlijk vet of gerecycleerde GFVO in de plaats komt. Dergelijke aanpak vereist dat er gewerkt wordt met een ruim aantal aannames. De besluiten zijn dan ook in de eerste plaats geldig binnen deze aannames. Door een gevoeligheidsanalyse wordt het effect van de aannames op de resultaten gecontroleerd.

De volgende scenario’s werden geëvalueerd: elektriciteitsproductie, stoomproductie, biodieselproductie, omestering en vetsplitsing. Beide laatste scenario’s zijn oleochemische processen. Voor dierlijk vet wordt daarnaast ook nog het scenario mengvoederproductie bestudeerd. Voor biodieselproductie wordt in de analyse een onderscheid gemaakt tussen twee scenario’s: biodiesel uit dierlijk vet of gerecycleerde GFVO vervangt biodiesel uit koolzaad of fossiele diesel.

De resultaten zijn gelijkaardig voor de toepassing van dierlijk vet en gerecycleerde GFVO. In de besluiten maken we dan ook verder geen onderscheid tussen beide stromen, met dien verstande dat mengvoederproductie enkel toegelaten is op basis van dierlijk vet en niet van gerecycleerde GFVO.

De prioriteitenorde voor toepassing van afvalstoffen verkiest recyclage boven energierecuperatie. Belangrijke vraag bij deze studie is dan ook of het milieuprofiel van de verschillende routes deze prioriteitenorde bevestigt. In het huidige beleidskader worden de oleochemie, de mengvoederproductie en de toepassing als biodiesel als recyclage beschouwd. De productie van elektriciteit en stoom zijn energierecuperatieroutes.

Het milieuprofiel voor biodieselproductie en –gebruik is sterk afhankelijk van de aanname over welke brandstof vervangen wordt: biodiesel uit koolzaad of fossiele diesel. Afhankelijk van deze aanname, leunt het biodieselscenario eerder aan bij materiaalrecyclage of bij energierecuperatie. Het biodieselscenario kan daardoor bij geen van beide groepen ingedeeld worden. Geen van beide aannames laten toe om –op basis van het berekende milieuprofiel- het biodieselscenario te verkiezen boven (andere vormen van) energierecuperatie.

Geen van de bestudeerde scenario’s heeft een algemeen kleinere milieu-impact dan de andere. Ook indien biodiesel buiten beschouwing wordt gelaten, hebben de recyclagescenario’s geen beter milieuprofiel dan de scenario’s rond energierecuperatie. De LCA-analyse wijst in dat geval geen ‘beste’ scenario aan, maar toont aan dat de keuze voor recyclage of energierecuperatie voor een verschuiving van de impacts zorgt. Energierecuperatie scoort beter voor effecten van klimaatverandering en uitsparing van fossiele brandstoffen. Recyclage (in mengvoeders of oleochemie) scoort beter voor effecten gerelateerd aan verzuring/vermesting (NOx, SOx, NH3, …) en emissies van anorganische componenten (NOx, SOx, stof, NH3, …). Dit is het gevolg van de gebruikte aannames. In het geval van energierecuperatie wordt energie uit (ondermeer) fossiele brandstoffen uitgespaard. In het geval van recyclage wordt de inzet van plantaardige oliën (koolzaad-, soja- en palmolie) vermeden.

Uit de gevoeligheidsanalyse blijkt dat de resultaten sterk bepaald worden door de aannames rond vermeden processen. In de basisanalyse gaan we er bijvoorbeeld van uit dat elektriciteitsproductie uit dierlijk vet of gerecycleerde GFVO zorgt voor een uitsparing van de gemiddelde Belgische mix van elektriciteit. Als we ervan uitgaan dat enkel fossiele elektriciteit wordt vervangen vergroot de

8 Conclusies

180

milieuwinst voor het elektriciteitsscenario. Het verschil in de score voor de effecten gerelateerd aan verzuring/vermesting en emissies van anorganische componenten met de recyclagescenario’s verkleint. Indien we ervan uitgaan dat elektriciteitsproductie op basis van palmolie wordt vervangen, verdwijnt het verschil tussen elektriciteitsproductie en recyclage.

De netto milieu-impact van de toepassing van dierlijk vet en gerecycleerde GFVO wordt sterk bepaald door de vraag welke grondstoffen het dierlijk vet en de gerecycleerde GFVO vervangen. Een belangrijke vraag hierbij is of groene stroom en biodiesel op basis van deze stoffen zorgt voor een vermindering van het gebruik van fossiele brandstoffen, dan wel voor een vermindering in het gebruik van plantaardige oliën. In de praktijk wordt dit onderscheid bepaald door het omringende beleid en de lokale markt. Indien de doelstellingen voor groene stroom en groene diesel vaststaan en zijn bereikt, zal de ene groene brandstof (dierlijk vet of gerecycleerde GFVO) de andere (koolzaadolie, palmolie) vervangen. In een evoluerende markt, waarbij vooropgestelde doelstellingen worden nagestreefd, zal de nieuwe groene brandstof (dierlijk vet, gerecycleerde GFVO) fossiele producten vervangen. Naast dit effect speelt bij een beperkt aanbod aan dierlijk vet en gerecycleerde GFVO nog de concurrentie tussen de verschillende verwerkingsopties: wanneer de regio beschikt over een uitgebreide verwerkingscapaciteit zal een tekort aan dierlijk vet en gerecycleerde GFVO op de markt door elk van de verwerkingsprocessen ingevuld worden door gebruik van plantaardige oliën.

In de analyse werd geen rekening gehouden met het feit dat de productie van palmolie en sojaolie mogelijk gepaard gaat met een verlies aan biodiversiteit door de bestaande teelt van palmvruchten en sojabonen en door uitbreiding van het areaal voor bijkomende teelt (bvb. het verdwijnen van tropisch regenwoud en andere waardevolle ecosystemen). Bovendien kan in de context van deze analyse niet ingegaan worden op de ethische discussie rond het gebruik van eetbare olie als grondstof of brandstof. Dergelijke aspecten kunnen mogelijk wel overwogen worden bij het uitbouwen van een beleid rond dierlijk vet en gerecycleerde GFVO. De analyse geeft wel aan dat de milieu-impact geen basis kan zijn om een voorkeur te bepalen tussen de verschillende verwerkingsroutes voor dierlijk vet of gerecycleerde GFVO.

181

[Argent Energy] http://www.argentenergy.com/

[Axcessnews] http://axcessnews.com/index.php/articles/show/id/12244

[BDI] http://www.biodiesel-intl.com

[Bemefa] Mondelinge communicatie met Erik Verhoeven, Bemefa

[Bemefa1] http://www.bemefa.be

[Bemefa 2] Presentatie van Jan Van Ginderachter van Bemefa op het Breed Overleg dierlijke vetten, georganiseerd door de OVAM op 27/11/2007

[Biodiesel Kampen] http://www.biodieselkampen.com

[Bioenergytrade] www.bioenergytrade.org/downloads/belgiumcountryreport060906.pdf

[Biox NL 1] http://www.groundbreakers.com.my/siooc2007/Papers/Paper_7_Edgare_Kerkwijk.pdf

[Biox NL] www.biox.nl

[Blommaert] C. Blommaert, T. Vernaillen (2004-2005), Het gebruik van koolzaadolie en gebruikte frituurolie voor transportdoeleinden (Eindverhandeling aan de VUB)

[BREF] De Europese BREF over slachterijen en dierlijke bijproducten: http://eippcb.jrc.es/pages/FActivities.htm

[Briffaerts K. en Wouters G.] Ontwikkeling van een model voor stofstroomanalyse en toepassing ervan op de problematiek van zware metalen en nutriënten: gevalstudie stikstofverbindingen / K. Briffaerts, G. Wouters. - 150 p. Rapport i.o.v. AWI, oktober 2002

[Briffaerts K., et al.]Technisch-economisch onderzoek naar de haalbaarheid en de implementatie van emissiereductiestrategieën voor CH4 en N20 voor broeikasgassen - deelrapport / K. Briffaerts. - 180 p. Rapport i.o.v. AWI, oktober 2000

[CBS en RIVM] R. Delahaye (CBS), P.K.N. Fong (CBS), M.M. van Eerdt (CBS), K.W. van der Hoek (RIVM) en C.S.M. Olsthoorn (CBS) (2003. Emissies van 7 zware metalen naar landbouwgrond.

[DAKA] http://www.dakabiodiesel.com/page575.asp

[Danishmeat] http://www.danishmeat.dk/ (smcms/13068/13365/13376/13380/14657/Index.htm?ID=14657)

[De Standaard] De moeizame weg naar duurzame palmolie, Kaakslag voor de groene stroom en aansluitende artikels, gepubliceerd op 22 februari 2007

[Ebony Solutions] http://www.ebony-solutions.co.uk/

[Ecoinvent] http://www.pre.nl/ecoinvent/default.htm?gclid=CISK8Pz7lZACFQqwQwod40WL-g

[Ecolas] Kris Devoldere et. al. (2006). Assessment of the application of Community Legislation to the Burning of Rendered Animal Fat. Studie in opdracht van de Europese Commissie.

9 Referenties

182

[Elbersen] H.W. Elbersen, F. Kappen, J. Hiddink (2002), Quickscan hoogwaardige toepassingen voor bijproducten uit de voedings- en genotmiddelenindustrie

[Electrawinds 1] Mondelinge communicatie (Andries Teerlynk), 11 oktober 2007

[Electrawinds 2] Gegevens Electrawinds

[Electrawinds 3] www.electrawinds.be

[Electrawinds] Bedrijfsbezoek (Andries Teerlynk, Piet Van Outrive), juli 2007

[EPA] Assessment and Standards Division, Office of Transportation and Air Quality (2002). A Comprehensive Analysis of Biodiesel Impacts on Exhaust Emissions. Draft technical report.

[Erbrink] J.J. Erbrink (2004), Marktoverzicht bio-oliën voor energietoepassing, KEMA Power Generation & Sustainables (Nederland)

[Essent] http://www.essenttrading.com/Article.do?path=-news-pressreleases-archive-news_pressreleases_EssentPalmOil

[Fediol] www.fediol.be

[Feyaerts et al.] T. Feyaerts, D. Huybrechts en R. Dijkmans (2002). Beste Beschikbare Technieken (BBT) voor mestverwerking (tweede editie)

[Goedkoop et. al.] Goedkoop et al. (2000). The Eco-Indicator 99: A damage oriented method for Life Cycle Impact Assessment. Methodology Report. PRé Consultants, the Netherlands

[Hill] Karlheinz Hill (Cognis)(2000-. Fats and oils as oleochemical raw materials. Pure Appl. Chem., vol. 72, No. 7

[Hirsinger] F. Hirsinger (1995). A Life Cycle Inventory for the production of oleochemical raw materials. Tenside Surf. Det. 32 (1995) pp. 420

[Infomil] Infomil (2003). Handleiding Energieopwekking uit frituurvetten, -oliën en vetzuren

[McDonald] J. F. McDonald (1997), Evaluation of a Yellow grease methyl ester and petroleum diesel fuel blend, University of Minnesota Center for diesel research

[McDonald's France] http://mcdonalds.turnpages.com/fr/ecojournal2007/pdf/EcoJournal_McDonalds.pdf

[MIRA-T rapport Vlaanderen] http://www.milieurapport.be/

[Mittelbach] M. Mittelbach, L. Pelkmans, B. Rice (2000), Waste oils and fats as biodiesel feedstocks: an assessment of their potential in the EU. Altener Program NTB-NETT Phase IV, Task 4 Final report

[MPOB] http://econ.mpob.gov.my/economy/EID_web.htm

[M-Tech] Ontwerp MER voor uitbreiding installaties hernieuwbare energie in Oostende

[Novem] Informatiebrochure over toepassing van plantaardige en dierlijke oliën en vetten als brandstof in kleine stationaire installaties

[ODE] http://news.ode.be/index.php?mact=News,cntnt01,detail,0&cntnt01articleid=296&cntnt01returnid=15: productie biobrandstof loopt vertraging op in België

[Oleon] Bedrijfsbezoek (Jo De Roover, David Drijvers), juli 2007

[OVAM] Mondelinge communicatie van Sofie Woestenberg, Annemie Andries

183

[OVAM 1] OVAM (2005). Gebruikte frituurvetten en -olie (GFVO). Overzichtsdocument

[OVAM 2] Informatie van de OVAM over samenstelling van verschillende stalen biodiesel en voorbehandelde vetten (in opdracht van CODEB Moeskroen)

[Päivi 1] A. Päivi et al. (2000?), Emissions from heavy-duty engine with and without aftertreatment using selected biofuels, VTT

[Päivi 2] A. Päivi et al.(2000), IEA/AMF Annex XIII: emission performance of selected biodiesel fuels - VTT's contribution, Research report ENE/33/2000

[Pelkmans] persoonlijke mededelingen VITO expert biodiesel Luc Pelkmans, 2007

[Pré-consult] http://www.pre.nl/eco-indicator99/ecosystem_quality.htm

[Productschap Diervoeders] Productschap Diervoeders (2001). Minimumspecificaties voedervetten. GMP regeling diervoedersector. KDLL

[Pruzsko] R. Pruzsko (2006), Rendered fats and oils as biodiesel feedstock, Centre for Iindustrial research and service, Iowa state University extension

[Rendac] Bedrijfsbezoek en persoonlijke mededelingen (Sonny Verschuere), juni 2007 - oktober 2007

[Rendac1] Samenstelling van gereinigd dierlijk vet categorie 1 voor toepassing in WKK-installatie van Rousselot; Rapport rond emissiemetingen te Rendac Denderleeuw (2006); Rapport rond toepassing mengregel op stoomketels Rendac Denderleeuw (2006); Rapport rond naverbrander te Rendac Denderleeuw

[Rendac2] Integraal Emissiejaarverslag Rendac Denderleeuw voor het jaar 2005

[Schmidt] Jannick H Schmidt (2007). Life Cycle Assessment of rapeseed oil and Palm oil. Ph.D. thesis, Part 3: Life cycle inventory of rapeseed oil and palm oil. Department of Development and Planning, Aalborg University

[SARIA] http://www.saria.fr/; presentatie beschikbaar op internet (Le BIODIESEL à partir de graisse animale et d'huile de friture usagée)

[Senternovem] http://www.uitvoeringafvalbeheer-tools.nl/beschikkingen/beschikkingen.asp

[Smilde] Data rond samenstelling dierlijk vet categorie 3, gebruikt als brandstof in stoomketel + bijhorende emissies stoomketel

[Thei] Antje Thei, Ernst Woller (1999), Surfactant production and use in Germany: resource requirements and CO2 emissions. Resources, Conservation and Recycling 25, pp. 61-78.

[USDA] USDA Foreign Agricultural Service (2006). Netherlands oilseeds and products Biofuels situation in the Benelux

[Valorfrit] persoonlijke mededeling (Tom Smidts), 2007

[Valorfrit 1] www. valorfrit.be

[Van Gerpen] J. Van Gerpen (1996), Comparison of the engine performance and emissions characteristics of vegetable oil-based and animal fat-based biodiesel, Iowa state University

[Verhé R.] persoonlijke mededeling, 2007

[Vierhouten Vet] http://www.vierhoutenvet.nl

[Vierhouten Vet] Mondelinge communicatie met Paul Mooij, Vierhouten Vet

184

[VITO] VITO expertise op gebied van elektriciteitsproductie (J. Duerinck); VITO expertise op gebied van LCA (B. Jansen, C. Spirinckx, A. Vercalsteren); VITO expertise op gebied van motoren (K. Remans)

[Vrancken et al.] Vrancken K., Torfs R., Van der Linden A., Vercaemst P. en Geuzens P., Vergelijking van verwerkingsscenario’s voor restfractie van HHA en niet-specifiek categorie II bedrijfsafval, OVAM, 2001.

[Wikipedia] http://nl.wikipedia.org/wiki/Vetzuur; http://nl.wikipedia.org/wiki/Vet;

[Zah et al.] Rainer Zah, Heinz Böni, Marcel Gauch, Roland Hischier, Martin Lehmann en Patrick Wäger (2007). Ökobilanz von Energieprodukten: ökologische Bewertung von Biotreibstoffen – Schlussbericht. EMPA, Abteilung Technologie und Gesellschaft.

185

Voor het uitvoeren van een LCA zijn richtlijnen beschreven in de ISO-normen, meer bepaald in de ISO 14040 en ISO 14044 normen (ISO, 2006). VITO hanteert standaard de structuur en gedachtegang van deze ISO-normen bij het uitvoeren van hun LCA-studies en heeft ook ervaring in het volledig conform ISO uitvoeren van LCA-studies. Vermits voorliggende studie geen LCA-studie in de strikte ISO zin van het woord is, zal niet aan de volledige ISO-standaard voldaan worden. Waar relevant zal VITO echter de ISO-richtlijnen hanteren in deze studie.

Volgens ISO moet een LCA uitgevoerd worden in 4 stappen:

• doelbepaling (goal and scope definition); • inventarisatie (inventory analysis); • impact analyse (impact assessment); • interpretatie (interpretation).

Het takenpakket zoals wij dit definiëren binnen dit project, volgt de 4 opeenvolgende fasen in een LCA, namelijk:

• Taak 1: Definiëren van doel en reikwijdte; • Taak 2: Inventariseren van de gegevens; • Taak 3: Impact analyse en interpretatie; • Taak 4: Uitvoeren van gevoeligheidsanalyses; • Taak 5: Rapportering.

In volgende paragrafen worden deze taken meer concreet beschreven.

Taak 1: Definiëren van doel en reikwijdte In deze stap wordt het doel van de studie duidelijk geformuleerd en wordt de referentiebasis vastgelegd om een correcte vergelijking toe te laten tussen de verschillende verwerkingsopties. In deze eerste fase van een LCA wordt het voorgenomen gebruik van de LCA of de doelbepaling vastgelegd. Vervolgens worden ook de reikwijdte en diepgang van de studie (scope) duidelijk afgebakend en in overeenstemming gebracht met de doelstellingen van de studie. In deze eerste stap wordt met andere woorden de basis gelegd voor het verdere verloop van de LCA-studie.

Doelbepaling

Het is essentieel om bij aanvang van de studie duidelijke afspraken te maken omtrent het doel, de referentiebasis (functionele eenheid) en het gebruik van de resultaten van de studie.

Het doel van deze studie is het zoveel mogelijk kwantitatief in kaart brengen van de milieu-impacten die gekoppeld zijn aan de verschillende eindverwerkingsopties voor dierlijk vet en GFVO. Per afvalstof/materiaal worden de verwerkingsalternatieven onderzocht.

In deze fase van de studie wordt ook de functionele eenheid (FE) vastgelegd. Deze functionele eenheid moet de functie die de te onderzoeken alternatieven vervullen omvatten. Belangrijk is dat de verschillende verwerkingsopties van de respectievelijke afvalstoffen/materialen een gelijkwaardige functie vervullen, namelijk het verwerken van een bepaalde hoeveelheid materiaal. Het gaat dus enkel om het verwerken van de afvalstoffen/materialen, de ophaling ervan vormt geen onderdeel van deze studie.

Reikwijdte en diepgang

Zoals reeds aangegeven, is het niet de bedoeling om de volledige levenscyclus van dierlijk vet of GFVO te bekijken. In deze studie zal alleen de verwerkingsfase aan het einde van de levensduur worden bestudeerd. De systeemgrenzen zijn wat dit betreft duidelijk afgebakend.

Een belangrijk aandachtspunt in deze studie is het belang van eenzelfde output voor de verschillende alternatieven. Alternatieve verwerkingsopties kunnen slechts met elkaar vergeleken worden t.a.v. hun milieu-

Bijlage 1: LCA-methodologie

186

impact wanneer hun nuttige output gelijk is. Het probleem met de alternatieve verwerkingsopties is dat deze een verschillende nuttige output opleveren (bv. zeep, elektriciteit, biodiesel, mengvoeder). Het aanpassen van de methode om dit probleem te omzeilen noemen we allocatie..

De allocatieprocedure kan kort omschreven worden als volgt:

� Stap 1: Waar mogelijk dient allocatie vermeden te worden door 1. ingewikkelde meervoudige processen verder op te splitsen in afzonderlijke subprocessen die geen

allocatie meer behoeven of die buiten de systeemgrenzen vallen 2. de grenzen van het bestudeerde systeem zodanig te verruimen dat alle inputs en outputs binnen het

bestudeerde systeem vallen. Deze aanpak wordt genoemd: het vermijden van allocatie door systeemuitbreiding .

� Stap 2: Indien allocatie niet vermeden kan worden dient de toewijzing van input- en outputstromen bij voorkeur te gebeuren op basis van onderliggende fysische relaties, bijvoorbeeld gewicht.

� Stap 3: Indien er geen fysische verbanden te vinden zijn, kan een benaderende werkwijze gevolgd worden waarbij de allocatie gebaseerd wordt op andere verbanden, bijvoorbeeld o.b.v. economische (bijv. prijs van de verschillende producten) parameters.

Binnen deze studie stellen we voor om de allocaties uit te voeren volgens het principe van “vermeden allocatie door systeemuitbreiding” Dit is mogelijk indien er voldoende kennis beschikbaar is over de alternatieve processen die tot hetzelfde product leiden.

Bepaling van de in beschouwing te nemen milieuprobl emen

VITO stelt voor om voor deze studie de Eco-Indicator 99 (EI-99)methodologie te hanteren (Goedkoop M. et al., 2000). Deze methodologie is een algemeen aanvaarde methode in de LCA-wereld en definieert volgende impactcategorieën:

- carcinogene stoffen, - luchtvervuiling door organische en anorganische stoffen, - klimaatverandering, - afbraak ozonlaag, - ecotoxiciteit, - verzuring/vermesting, - uitputting van minerale en fossiele grondstoffen.

Gegevens en vereisten in gegevenskwaliteit

De vereisten die gesteld worden op het vlak van de gegevens hangen nauw samen met de doelstellingen van de studie. Zeker indien de resultaten van de studie publiek beschikbaar zullen worden gemaakt, moet er rekening mee gehouden worden dat de gebruikte basisgegevens voor de verschillende verwerkingsopties per afvalstof/materiaal van eenzelfde kwaliteit zijn, dat wil zeggen van eenzelfde mate van betrouwbaarheid en detail.

Taak 2: Inventariseren van de gegevens Eenmaal het doel en de reikwijdte van de studie vastliggen, zal de verzameling van zogenaamde milieu-ingrepen opgestart worden, d.w.z. inputstromen in de vorm van grondstoffen en energie en outputstromen in de vorm van afval en emissies per proces. Het komt er dus op neer om voor de verschillende verwerkingsopties voor dierlijk vet en GFVO alle ingaande en uitgaande stromen in kaart te brengen. Dit wordt schematisch weergegeven in onderstaande figuur.

VERWERKINGS-OPTIE

energie

materialen

emissies (naar lucht, water, bodem)

afval

nuttige bijproducten

Figuur 36: Schematische voorstelling van de te inventariseren input- en outputstromen

De geïnventariseerde data vormen de basis voor het kwantificeren van de verschillende stromen en de verdere berekeningen. De gegevens worden eerst gerelateerd aan de functionele eenheid. In een volgende

187

stap worden gelijkaardige emissies, gebruikte grondstoffen en energieverbruiken opgeteld per verwerkingsoptie. Dit resulteert dan uiteindelijk in een tabel die een overzicht geeft van alle verbruiken van materiaal en energie en van alle emissies die optreden. Dergelijke tabellen worden voor alle verwerkingsopties opgesteld, wat een vergelijking mogelijk maakt.

Taak 3: Impact analyse en interpretatie

Impactanalyse

In deze fase worden de resultaten van de inventarisatie gerelateerd aan specifieke milieu-impactcategorieën volgens de Eco-Indicator 99 methode (bv. CO2-emissies worden gerelateerd aan schade aan menselijke gezondheid veroorzaakt door klimaatveranderingen, SO2-emissies worden gerelateerd aan schade aan ecosystemen veroorzaakt door verzuring). Belangrijk om te vermelden is het feit dat de impact analyse geen actuele milieu-impacten voorspelt, maar potentiële milieu-impacten gerelateerd aan de bestudeerde systemen.

Onderstaande tabel geeft een overzicht van de milieu-impactcategorieën die worden gedefinieerd in de EI-99 methode en die in deze studie zullen meegenomen worden.

Tabel 11: Milieu-impactcategorieën die worden bekeken in deze studie

Environmental Impactcategories Unit HH Carcinogenics DALY HH Respiratory effects caused by organics DALY HH Respiratory effects caused by inorganics DALY HH Climate change DALY HH Ozone layer DALY EQ Ecotoxic emissions PAF*m²yr EQ Acidification/Eutrophication PDF*m²yr R Extraction of minerals MJ surplus R Extraction of fossil fuels MJ surplus

Uiteindelijk gaat voor dierlijk vet en GFVO een vergelijkend milieuprofiel worden opgesteld voor de mogelijke eindverwerkingsopties. Dergelijk milieuprofiel zal eruit zien conform onderstaande modelgrafiek.

Vergelijkend milieuprofiel van materiaal A

0%

20%

40%

60%

80%

100%

120%

Fossil f

uels

Mine

rals

Acidific

ation/

Eutro

phicat

ion

Ecoto

xicity

Ozone

laye

r

Climat

e chang

e

Resp. i

norg

anics

Resp. o

rganics

Carcinoge

ns

Rel

ativ

e bi

jdra

ge (%

)

verwerkingsoptie 1 verwerkingsoptie 2 verwerkingsoptie 3

Figuur 37: Modelvoorbeeld van vergelijkend milieuprofiel

In een volgende stap worden de scores op de verschillende impactcategorieën genormaliseerd t.o.v. de score van een referentiewaarde (bv. een gemiddelde Europeaan in referentiejaar 1995). Deze stap wordt de normalisatiestap genoemd en maakt het mogelijk het belang van de milieu-impact van de onderzochte proces(sen) af te toetsen aan de milieu-impact die bijvoorbeeld een gemiddelde Europeaan jaarlijks teweegbrengt. Het is mogelijk dat de bijdrage van de verwerkingsopties aan bepaalde impactcategorieën

188

verwaarloosbaar is t.o.v. de bijdrage van een gemiddelde Europeaan. Door normalisatie wordt dus inzicht verkregen in de belangrijke milieu-impactcategorieën voor deze studie. Een genormaliseerd milieuprofiel ziet er uit als volgt.

Genormaliseerd milieuprofiel van materiaal A

0

0,0005

0,001

0,0015

0,002

0,0025

Fossil f

uels

Mine

rals

Acidific

ation/ E

utro

phicatio

n

Ecoto

xicity

Ozone

layer

Climate

chan

ge

Resp. in

organ ics

Resp. o

rganic

s

Carcin

ogens

Gen

orm

alis

eerd

e bi

jdra

ge

verwerkingsoptie 1 verwerkingsoptie 2 verwerkingsoptie 3

Figuur 38: Modelvoorbeeld van genormaliseerd milieuprofiel

Interpretatie

De resultaten van de inventarisatiefase en de impact analyse worden kritisch geanalyseerd. Tevens worden conclusies en aanbevelingen geformuleerd rekening houdend met het vooraf vastgelegde doel en de reikwijdte van de studie (zie supra).

Taak 4: Uitvoeren van gevoeligheidsanalyses De resultaten van de LCA zijn afhankelijk van welbepaalde factoren. Om de invloed van enerzijds de meest relevante en anderzijds de meest onzekere factoren in te schatten, worden gevoeligheidsanalyses uitgevoerd. De resultaten van deze gevoeligheidsanalyses zullen vergeleken worden met het resultaat van het basisscenario.

Het is belangrijk om te vermelden dat gevoeligheidsanalyses er niet voor zullen zorgen dat de onderliggende gegevens van de studie meer betrouwbaar worden. Ze laten wel toe om het effect van een wijziging in basisgegevens op de resultaten en conclusies van de studie beter in te schatten.

189

Momenteel nemen de oleochemische (fijn)chemicaliën in beperkte mate de plaats in van petrochemicaliën. Volgens Oleon is een 100 % substitutie van de petrochemie door de oleochemie technisch mogelijk. In de praktijk gebeurt dit niet omwille van economische redenen. Zelfs op de inzet van grondstoffen bestaan in theorie geen technische beperkingen. Alle oleochemische producten kunnen geproduceerd worden zowel vanuit dierlijke vetten als plantaardige oliën en vetten. Alles hangt af van de beschikbaarheid van de grondstoffen en alternatieven en de bereidheid van de consument en de maatschappij om een bepaalde prijs te betalen voor producten. Hierbij kan niet alleen de economische kostprijs toenemen, maar ook de milieukostprijs [Oleon].

Zo worden of werden bijvoorbeeld tensiden (oppervlakte-actieve stoffen) geproduceerd op basis van kokosnootolie en palmpitolie met dezelfde eigenschappen als tensiden geproduceerd op basis van fossiele brandstoffen. Tensiden, geproduceerd op basis van palmolie of dierlijk vet zijn in beperktere mate inwisselbaar met petrochemische tensiden. Ten gevolge van de verschillende vetzuursamenstelling van deze producten, in vergelijking met kokosnootolie of palmpitolie, hebben de resulterende oppervlakteactieve stoffen andere producteigenschappen. Een voorbeeld: op basis van kokosnootolie, palmpitolie, palmolie en dierlijk vet kunnen tensiden van het type AS geproduceerd worden. In principe kunnen deze gebruikt worden ter vervanging van LAS en SAS, die geproduceerd worden uit fossiele brandstoffen. De tensiden op basis van kokosnootolie of palmpitolie zijn geschikt voor de productie van wasmiddelen voor lage wastemperaturen net zoals de overeenkomstige petrochemische stoffen. Tensiden op basis van palmolie of dierlijk vet zijn hiervoor echter niet geschikt. De functie van beide producten is dus niet dezelfde en de productsystemen zijn niet gelijkwaardig. [Theiβ]

Er bestaat voor de meeste oleochemicaliën een conventioneel proces uitgaande van fossiele brandstoffen. Bovendien bestaat er momenteel een sterke competitie voor de producten van vetalcoholen uit aardolie en lipiden. In de Vlaamse context worden vetalcoholen enkel geproduceerd uit plantaardige oliën, zoals koolzaadolie, kokosnootolie en palmpitolie, en niet uit dierlijk vet of palmoliestearine. Verder is er een verschuiving naar het gebruik van hernieuwbare grondstoffen wegens de hoge prijs van petroleum en wegens de milieu-impact van de petrochemische productieprocessen. De laatste twee jaren is de prijs van de plantaardige oliën sterk aan het stijgen, waardoor deze trend zou kunnen omgebogen worden.

Omtrent de substitutie van petrochemische door oleochemische producten kunnen we besluiten dat dierlijke vetten kunnen zorgen voor een besparing van petrochemicaliën omwille van de mogelijke substitutie van de oleochemische eindproducten en petrochemicaliën. Ook al gaat het niet op om in het algemeen te stellen dat oleochemische producten obv dierlijk vet categorie 3 zorgen voor een uitsparing van petrochemische eindproducten, kan voor de productie van vetalcoholen wel een zeer ruwe inschatting gemaakt worden van de netto milieuwinst ten gevolge van enerzijds de uitsparing van fossiele vetalcoholen en anderzijds vetalcoholen op basis van ruwe palmolie.

In de Eco-Invent database vinden we LCI-gegevens voor:

� de productie van vetalcoholen obv ruwe palmolie � de petrochemische productie van vetalcoholen

Uit de LCI-gegevens leiden we een ruwe inschatting af van de milieu-impact van de productie van vetalcoholen obv dierlijk vet. Hiertoe brengen we enkel de milieu-impact in rekening voor de productie van vetalcoholen uit ruwe palmolie. Op die manier brengen we een raffinageproces voor palmolie in rekening, evenals de oleochemische processen voor de productie van vetalcoholen.

Deze milieu-impact vergelijken we enerzijds met de milieu-impact van de productie van vetalcoholen obv ruwe palmolie (waarbij de teelt van oliepalmen, de oogst, en de productie van ruwe palmolie eveneens in rekening gebracht worden) en anderzijds met de milieu-impact van de petrochemische productie van vetalcoholen op basis van ruwe aardolie.

In beide gevallen resulteert de inzet van dierlijk vet in een netto milieuwinst. Onderstaande figuur vergelijkt de netto milieuwinst voor beide scenario's met elkaar. De milieuwinst van het minst voordelige scenario wordt procentueel uitgedrukt ten opzichte van de milieuwinst van het meest voordelige scenario.

Bijlage 2: Inzet van dierlijk vet zorgt voor uitsparing productie petrochemicaliën

190

-120%

-100%

-80%

-60%

-40%

-20%

0%

Carcin

ogens

Resp.

orga

nics

Resp.

inor gan

ics

Climate

chan

ge

Ecotox

icity

Acidific

ation

/ Eutro

phica

tion

Land u

se

Miner a

ls

Fossil f

uels

% r

elat

ieve

mili

eu-im

pact

(% te

n op

zich

te v

an s

cena

rio m

et

groo

tste

net

to m

ilieu

win

st)

Uitsparing van vetalcohol obv ruwe palmolie door ve talcohol obv dierlijk vet categorie 3

Uitsparing van petrochemisch vetalcohol door vetalc ohol obv dierlijk vet categorie 3

Om te beslissen of een bepaald scenario significant beter scoort dan het andere, hanteren we volgende vuistregels:

� het verschil is minstens 20% voor uitputting van mineralen, uitputting van fossiele brandstoffen, en voor klimaatverandering

� het verschil is minstens 30% voor de andere impactcategorieën

Op basis van deze "ruwe" vergelijking blijkt dat het scenario "uitsparing van petrochemisch vetalcohol door vetalcohol obv dierlijk vet categorie 3" significant beter scoort op volgende impactcategorieën:

� Respiratoire effecten door organische stoffen � Verzuring/vermesting � Uitputting van fossiele brandstoffen

Omgekeerd scoort het scenario "uitsparing van vetalcoholen obv palmolie door vetalcoholen obv dierlijk vet categorie 3" significant beter voor volgende impactcategorieën:

� Respiratoire effecten door anorganische stoffen � Impact op ecosystemen ten gevolge van landgebruik

De uitkomsten voor uitputting van fossiele brandstoffen en landgebruik zijn evident. Uitgaande van ruwe aardolie, aardgas en steenkool wordt een grotere hoeveelheid fossiele brandstoffen gebruikt dan uitgaande van de vruchten van oliepalmen. Het verschil kan kleiner zijn in geval van andere plantaardige oliën. Oliepalmplantages kunnen daarentegen een belangrijker effect hebben op de ecosystemen in Z-O Azië dan de winning van fossiele brandstoffen. Voor de impactcategorieën rond vermesting/verzuring, en respiratoire effecten door enerzijds anorganische en anderzijds organische stoffen moeten de procesemissies en de indirecte emissies binnen beide scenario's nader onderzocht worden. Op het eerste zicht kan enkel een grotere uitsparing van totale stofemissies een verklaring geven voor het significant betere resultaat mbt de respiratoire impact door anorganische stoffen. Voor de andere emissies (NOx, SOx, VOS, NH4, ...) is er een grotere milieuwinst ten gevolge van de uitsparing van petrochemische vetalcoholen.

191

Impact category Carcinogens DALY

Air 1,4-Dioxane 1,39E-07 DALY / kg

Air Acetaldehyde 2,16E-07 DALY / kg

Air Acrylonitrile 0,0000169 DALY / kg

Air Arsenic 0,0246 DALY / kg

Air Benzene 0,0000025 DALY / kg

Air Benzene, hexachloro- 0,0825 DALY / kg

Air Benzo(a)anthracene 0,0586 DALY / kg

Air Benzo(a)pyrene 0,00398 DALY / kg

Air Benzotrichloride 0,0066 DALY / kg

Air Benzyl chloride 0,0000104 DALY / kg

Air Bis(chloromethyl)ether 0,00748 DALY / kg

Air Butadiene 0,0000158 DALY / kg

Air Cadmium 0,135 DALY / kg

Air Chloroform 0,0000263 DALY / kg

Air Chromium VI 0,00584 DALY / kg

Air Dibenz(a,h)anthracene 31 DALY / kg

Air Dichlorvos 0,0000315 DALY / kg

Air Dioxins, measured as 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin 179 DALY / kg

Air Epichlorohydrin 3,02E-07 DALY / kg

Air Ethane, 1,2-dibromo- 0,00026 DALY / kg

Air Ethane, 1,2-dichloro- 0,0000298 DALY / kg

Air Ethene, chloro- 2,09E-07 DALY / kg

Air Ethene, tetrachloro- 4,82E-07 DALY / kg

Air Ethylene oxide 0,000183 DALY / kg

Air Formaldehyde 9,91E-07 DALY / kg

Air Heavy metals, unspecified 0,0006969 DALY / kg

Air Lindane 0,000349 DALY / kg

Air Lindane, alpha- 0,0003 DALY / kg

Air Lindane, beta- 0,0000999 DALY / kg

Air Metals, unspecified 0,0006969 DALY / kg

Air Methane, bromodichloro- 8,76E-06 DALY / kg

Air Methane, dichloro-, HCC-30 4,36E-07 DALY / kg

Air Methane, tetrachloro-, CFC-10 0,000838 DALY / kg

Air Nickel 0,0000429 DALY / kg

Air Nickel refinery dust 0,0474 DALY / kg

Air Nickel subsulfide 0,0948 DALY / kg

Air PAH, polycyclic aromatic hydrocarbons 0,00017 DALY / kg

Air Particulates, diesel soot 9,78E-06 DALY / kg

Air Phenol, 2,4,6-trichloro- 2,05E-06 DALY / kg

Air Phenol, pentachloro- 0,00721 DALY / kg

Air Phthalate, dioctyl- 0,0000338 DALY / kg

Air Polychlorinated biphenyls 0,00197 DALY / kg

Air Propylene oxide 0,0000117 DALY / kg

Air Styrene 2,44E-08 DALY / kg

Soil 1,4-Dioxane 3,1E-07 DALY / kg

Soil Acetaldehyde 4,77E-07 DALY / kg

Soil Acrylonitrile 0,0000701 DALY / kg

Soil Arsenic 0,0132 DALY / kg

Bijlage 3: Omrekeningsfactoren van emissies naar impactcategorieën

192

Soil Benzene 0,0000133 DALY / kg

Soil Benzene, hexachloro- 0,147 DALY / kg

Soil Benzo(a)anthracene 0,16 DALY / kg

Soil Benzo(a)pyrene 0,00206 DALY / kg

Soil Benzotrichloride 0,132 DALY / kg

Soil Benzyl chloride 0,0000416 DALY / kg

Soil Bis(chloromethyl)ether 0,0168 DALY / kg

Soil Butadiene 0,000012 DALY / kg

Soil Cadmium 0,00398 DALY / kg

Soil Chloroform 4,12E-06 DALY / kg

Soil Chromium VI 3,68E-07 DALY / kg

Soil Dibenz(a,h)anthracene 24,4 DALY / kg

Soil Dichlorvos 0,0000225 DALY / kg

Soil Dioxins, measured as 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin 7,06 DALY / kg

Soil Epichlorohydrin 0,0000013 DALY / kg

Soil Ethane, 1,2-dibromo- 0,00381 DALY / kg

Soil Ethane, 1,2-dichloro- 0,000458 DALY / kg

Soil Ethene, chloro- 7,67E-07 DALY / kg

Soil Ethene, tetrachloro- 0,000006 DALY / kg

Soil Ethylene oxide 0,00238 DALY / kg

Soil Formaldehyde 1,83E-06 DALY / kg

Soil Lindane 0,00864 DALY / kg

Soil Lindane, alpha- 0,0232 DALY / kg

Soil Lindane, beta- 0,00736 DALY / kg

Soil Methane, bromodichloro- 0,0000782 DALY / kg

Soil Methane, dichloro-, HCC-30 5,99E-06 DALY / kg

Soil Methane, tetrachloro-, CFC-10 0,0399 DALY / kg

Soil Nickel 4,21E-09 DALY / kg

Soil Nickel refinery dust 0,00637 DALY / kg

Soil Nickel subsulfide 0,0127 DALY / kg

Soil Phenol, 2,4,6-trichloro- 2,76E-06 DALY / kg

Soil Phenol, pentachloro- 0,0000126 DALY / kg

Soil Phthalate, dioctyl- 3,18E-07 DALY / kg

Soil Polychlorinated biphenyls 0,0204 DALY / kg

Soil Propylene oxide 0,00014 DALY / kg

Soil Styrene 2,09E-08 DALY / kg

Soil Arsenic 0,25 DALY / kg

Soil Cadmium 2,17 DALY / kg

Water 1,4-Dioxane 9,21E-07 DALY / kg

Water Acetaldehyde 9,23E-07 DALY / kg

Water Acrylonitrile 0,0000416 DALY / kg

Water Arsenic, ion 0,0657 DALY / kg

Water Benzene 4,12E-06 DALY / kg

Water Benzene, hexachloro- 0,125 DALY / kg

Water Benzo(a)anthracene 0,658 DALY / kg

Water Benzo(a)pyrene 2,99 DALY / kg

Water Benzotrichloride 0,00946 DALY / kg

Water Benzyl chloride 0,0000198 DALY / kg

Water Bis(chloromethyl)ether 0,0154 DALY / kg

Water Butadiene 0,000337 DALY / kg

Water Cadmium, ion 0,0712 DALY / kg

Water Chloroform 0,000026 DALY / kg

Water Chromium VI 8,26E-10 DALY / kg

Water Dibenz(a,h)anthracene 40,7 DALY / kg

193

Water Dichlorvos 0,0000117 DALY / kg

Water Dichromate 3,977E-10 DALY / kg

Water Dioxins, measured as 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin 2020 DALY / kg

Water Epichlorohydrin 9,9E-07 DALY / kg

Water Ethane, 1,2-dibromo- 0,00124 DALY / kg

Water Ethane, 1,2-dichloro- 0,0000298 DALY / kg

Water Ethene, chloro- 2,84E-07 DALY / kg

Water Ethene, tetrachloro- 4,72E-07 DALY / kg

Water Ethylene oxide 0,000139 DALY / kg

Water Formaldehyde 4,97E-06 DALY / kg

Water Lindane 0,00416 DALY / kg

Water Lindane, alpha- 0,00685 DALY / kg

Water Lindane, beta- 0,00575 DALY / kg

Water Metallic ions, unspecified 4,272E-05 DALY / kg

Water Methane, bromodichloro- 9,36E-06 DALY / kg

Water Methane, dichloro-, HCC-30 4,97E-07 DALY / kg

Water Methane, tetrachloro-, CFC-10 0,000829 DALY / kg

Water Nickel refinery dust 0,01 DALY / kg

Water Nickel subsulfide 0,00502 DALY / kg

Water Nickel, ion 6,91E-11 DALY / kg

Water PAH, polycyclic aromatic hydrocarbons 0,0026 DALY / kg

Water Phenol, 2,4,6-trichloro- 0,0000105 DALY / kg

Water Phenol, pentachloro- 0,0229 DALY / kg

Water Phthalate, dioctyl- 0,000664 DALY / kg

Water Polychlorinated biphenyls 0,0391 DALY / kg

Water Propylene oxide 0,0000174 DALY / kg

Water Sodium dichromate 3,28E-07 DALY / kg

Water Styrene 1,22E-06 DALY / kg

Impact category Resp. organics DALY

Air 1-Butanol 1,36E-06 DALY / kg

Air 1-Butene 0,0000023 DALY / kg

Air 1-Butene, 2-methyl- 0,0000017 DALY / kg

Air 1-Butene, 3-methyl- 1,45E-06 DALY / kg

Air 1-Hexene 1,87E-06 DALY / kg

Air 1-Pentene 2,13E-06 DALY / kg

Air 1-Propanol 1,19E-06 DALY / kg

Air 2-Butanol 8,51E-07 DALY / kg

Air 2-Butanone, 3-methyl- 7,83E-07 DALY / kg

Air 2-Butanone, 3,3-dimethyl- 6,98E-07 DALY / kg

Air 2-Butene (cis) 2,47E-06 DALY / kg

Air 2-Butene (trans) 2,47E-06 DALY / kg

Air 2-Butene, 2-methyl- 1,79E-06 DALY / kg

Air 2-Hexanone 1,19E-06 DALY / kg

Air 2-Hexene (cis) 0,0000023 DALY / kg

Air 2-Hexene (trans) 0,0000023 DALY / kg

Air 2-Pentanone 1,19E-06 DALY / kg

Air 2-Pentene (cis) 2,38E-06 DALY / kg

Air 2-Pentene (trans) 2,38E-06 DALY / kg

Air 2-Propanol 2,98E-07 DALY / kg

Air 3-Hexanone 1,28E-06 DALY / kg

Air 3-Pentanol 9,36E-07 DALY / kg

Air Acetaldehyde 1,36E-06 DALY / kg

Air Acetic acid 2,13E-07 DALY / kg

Air Acetic acid, butyl ester 5,19E-07 DALY / kg

194

Air Acetic acid, ethyl ester 4,6E-07 DALY / kg

Air Acetic acid, methyl ester 1,02E-07 DALY / kg

Air Acetic acid, propyl ester 6,21E-07 DALY / kg

Air Acetic acid, trifluoro- 3,5E-07 DALY / kg

Air Acetone 2,04E-07 DALY / kg

Air Acrolein 0,0000017 DALY / kg

Air Alcohols, unspecified 7,6E-07 DALY / kg

Air Aldehydes, unspecified 0,0000014 DALY / kg

Air Benzaldehyde 0,0000014 DALY / kg

Air Benzene 4,68E-07 DALY / kg

Air Benzene, 1-propyl- 1,36E-06 DALY / kg

Air Benzene, 1,2,3-trimethyl- 2,72E-06 DALY / kg



Air Benzene, 3,5-dimethylethyl- 2,81E-06 DALY / kg

Air Benzene, ethyl- 1,53E-06 DALY / kg

Air Benzene, pentachloro- 0,0000021 DALY / kg

Air Benzo(a)pyrene 0,0000021 DALY / kg

Air Butadiene 1,87E-06 DALY / kg

Air Butanal 0,0000017 DALY / kg

Air Butane 7,57E-07 DALY / kg

Air Butane, 2,2-dimethyl- 5,19E-07 DALY / kg

Air Butane, 2,3-dimethyl- 1,19E-06 DALY / kg

Air Butanol 1,36E-06 DALY / kg

Air Butanol, 2-methyl-1- 8,51E-07 DALY / kg




Air Butene 2,47E-06 DALY / kg

Air Chloroform 4,94E-08 DALY / kg

Air Cumene 1,11E-06 DALY / kg

Air Cyclohexane 6,21E-07 DALY / kg

Air Cyclohexanol 9,36E-07 DALY / kg

Air Cyclohexanone 6,47E-07 DALY / kg

Air Decane 8,26E-07 DALY / kg

Air Diacetone alcohol 5,62E-07 DALY / kg

Air Diethyl ether 1,02E-06 DALY / kg

Air Diethyl ketone 8,51E-07 DALY / kg

Air Dimethyl ether 3,74E-07 DALY / kg

Air Dioxins, measured as 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin 0,0000021 DALY / kg

Air Dipropyl ether 1,02E-06 DALY / kg

Air Dodecane 7,66E-07 DALY / kg

Air Esters, unspecified 3,7E-07 DALY / kg

Air Ethane 2,64E-07 DALY / kg

Air Ethane thiol 8,26E-07 DALY / kg

Air Ethane, 1,1,1-trichloro-, HCFC-140 1,96E-08 DALY / kg

Air Ethane, 1,2-dichloro- 3,5E-07 DALY / kg

Air Ethanol 8,34E-07 DALY / kg

Air Ethanol, 2-butoxy- 9,36E-07 DALY / kg

Air Ethanol, 2-ethoxy- 8,34E-07 DALY / kg

Air Ethanol, 2-methoxy- 6,47E-07 DALY / kg

Air Ethene 2,13E-06 DALY / kg

Air Ethene, dichloro- (cis) 9,36E-07 DALY / kg

Air Ethene, dichloro- (trans) 8,43E-07 DALY / kg

195

Air Ethene, tetrachloro- 6,21E-08 DALY / kg

Air Ethene, trichloro- 6,98E-07 DALY / kg

Air Ethers, unspecified 7,4E-07 DALY / kg

Air Ethylene diamine 1,28E-06 DALY / kg

Air Ethylene glycol 8,26E-07 DALY / kg

Air Ethyne 1,87E-07 DALY / kg

Air Fluorine 1,11E-06 DALY / kg

Air Formaldehyde 1,11E-06 DALY / kg

Air Formic acid 6,89E-08 DALY / kg

Air Heptane 1,11E-06 DALY / kg

Air Hexane 1,02E-06 DALY / kg

Air Hexane, 2-methyl- 8,51E-07 DALY / kg

Air Hexane, 3-methyl- 7,83E-07 DALY / kg

Air Hydrocarbons, aliphatic, alkanes, cyclic 1,28E-06 DALY / kg

Air Hydrocarbons, aliphatic, alkanes, unspecified 7,5E-07 DALY / kg

Air Hydrocarbons, aliphatic, alkenes, unspecified 0,0000021 DALY / kg

Air Hydrocarbons, aliphatic, unsaturated 0,0000021 DALY / kg

Air Hydrocarbons, aromatic 0,0000021 DALY / kg

Air Hydrocarbons, chlorinated 3,5E-07 DALY / kg

Air Hydrocarbons, halogenated 3,5E-07 DALY / kg

Air Hydrocarbons, unspecified 1,28E-06 DALY / kg

Air Isobutane 6,64E-07 DALY / kg

Air Isobutanol 8,09E-07 DALY / kg

Air Isobutene 1,36E-06 DALY / kg

Air Isobutyraldehyde 1,11E-06 DALY / kg

Air Isopentane 8,51E-07 DALY / kg

Air Isoprene 2,38E-06 DALY / kg

Air Isopropyl acetate 4,6E-07 DALY / kg

Air Ketones, unspecified 8,7E-07 DALY / kg

Air m-Xylene 2,38E-06 DALY / kg

Air Methane 1,28E-08 DALY / kg

Air Methane, biogenic 1,28E-08 DALY / kg

Air Methane, bromochlorodifluoro-, Halon 1211 3,5E-07 DALY / kg

Air Methane, bromotrifluoro-, Halon 1301 3,5E-07 DALY / kg

Air Methane, chlorofluoro-, HCFC-31 3,5E-07 DALY / kg

Air Methane, dichloro-, HCC-30 1,45E-07 DALY / kg

Air Methane, dichlorofluoro-, HCFC-21 3,5E-07 DALY / kg

Air Methane, fossil 1,28E-08 DALY / kg

Air Methane, monochloro-, R-40 1,11E-08 DALY / kg

Air Methane, tetrachloro-, CFC-10 3,5E-07 DALY / kg

Air Methanol 2,81E-07 DALY / kg

Air Methyl ethyl ketone 8,09E-07 DALY / kg

Air Methyl formate 7,15E-08 DALY / kg

Air Monoethanolamine 1,28E-06 DALY / kg

Air Nitrobenzene 0,0000021 DALY / kg

Air NMVOC, non-methane volatile organic compounds, unspecified origin 1,28E-06 DALY / kg

Air Nonane 8,51E-07 DALY / kg

Air o-Xylene 0,0000023 DALY / kg

Air Octane 9,36E-07 DALY / kg

Air p-Xylene 2,21E-06 DALY / kg

Air PAH, polycyclic aromatic hydrocarbons 0,0000021 DALY / kg

Air Paraffins 1,28E-06 DALY / kg

Air Pentanal 1,62E-06 DALY / kg

Air Pentane 8,51E-07 DALY / kg

196

Air Pentane, 2-methyl- 9,36E-07 DALY / kg

Air Pentane, 3-methyl- 1,02E-06 DALY / kg

Air Pentanone, methyl- 1,02E-06 DALY / kg

Air Phenol 0,0000021 DALY / kg

Air Phenol, pentachloro- 0,0000021 DALY / kg

Air Polychlorinated biphenyls 0,0000021 DALY / kg

Air Propanal 0,0000017 DALY / kg

Air Propane 3,83E-07 DALY / kg

Air Propane, 2,2-dimethyl- 3,74E-07 DALY / kg

Air Propene 2,38E-06 DALY / kg

Air Propionic acid 3,23E-07 DALY / kg

Air Propylene glycol 1,02E-06 DALY / kg

Air Propylene glycol methyl ether 7,91E-07 DALY / kg

Air Propylene glycol t-butyl ether 9,36E-07 DALY / kg

Air s-Butyl acetate 5,79E-07 DALY / kg

Air t-Butyl acetate 1,36E-07 DALY / kg

Air t-Butyl alcohol 2,64E-07 DALY / kg

Air t-Butyl ethyl ether 4,6E-07 DALY / kg

Air t-Butyl methyl ether 3,32E-07 DALY / kg

Air Toluene 1,36E-06 DALY / kg

Air Toluene, 2-ethyl- 1,96E-06 DALY / kg


Air Toluene, 3,5-diethyl- 2,81E-06 DALY / kg


Air Undecane 8,26E-07 DALY / kg

Air VOC, volatile organic compounds 6,46E-07 DALY / kg

Air Xylene 2,21E-06 DALY / kg

Impact category Resp. inorganics DALY

Air Ammonia 0,000085 DALY / kg

Air Ammonium, ion 0,000085 DALY / kg

Air Nitric oxide 0,000137 DALY / kg

Air Nitrogen dioxide 0,0000887 DALY / kg

Air Nitrogen oxides 0,0000887 DALY / kg

Air Particulates 0,00011 DALY / kg

Air Particulates, < 10 um 0,000375 DALY / kg

Air Particulates, < 10 um (mobile) 0,000375 DALY / kg

Air Particulates, < 10 um (stationary) 0,000375 DALY / kg

Air Particulates, < 2.5 um 0,0007 DALY / kg

Air Particulates, > 2.5 um, and < 10um 0,000375 DALY / kg

Air Particulates, SPM 0,00011 DALY / kg

Air Particulates, unspecified 0,00011 DALY / kg

Air Sulfate 0,0000546 DALY / kg

Air Sulfur dioxide 0,0000546 DALY / kg

Air Sulfur oxides 0,0000546 DALY / kg

Air Sulfur trioxide 0,0000437 DALY / kg

Impact category Climate change DALY

Air Butane 6,29E-07 DALY / kg

Air Butane, perfluoro- 0,0015 DALY / kg

Air Carbon dioxide 2,1E-07 DALY / kg

Air Carbon dioxide, biogenic 2,1E-07 DALY / kg

Air Carbon dioxide, fossil 2,1E-07 DALY / kg

Air Carbon monoxide 3,22E-07 DALY / kg

Air Carbon monoxide, biogenic 3,22E-07 DALY / kg

Air Carbon monoxide, fossil 3,22E-07 DALY / kg

197

Air Chloroform 8,3E-07 DALY / kg

Air Cyclobutane, octafluoro- 0,0019 DALY / kg

Air Dinitrogen monoxide 0,000069 DALY / kg

Air Ethane, 1-chloro-1,1-difluoro-, HCFC-142 0,00034 DALY / kg

Air Ethane, 1,1-dichloro-1-fluoro-, HCFC-141b 0,000052 DALY / kg

Air Ethane, 1,1-difluoro-, HFC-152a 0,000029 DALY / kg

Air Ethane, 1,1,1-trichloro-, HCFC-140 -0,000043 DALY / kg

Air Ethane, 1,1,1-trifluoro-, HCFC-143a 0,00078 DALY / kg

Air Ethane, 1,1,1,2-tetrafluoro-, HFC-134a 0,00027 DALY / kg

Air Ethane, 1,1,2-trichloro-1,2,2-trifluoro-, CFC-113 0,00063 DALY / kg

Air Ethane, 1,1,2-trifluoro-, HFC-143 0,000063 DALY / kg

Air Ethane, 1,1,2,2-tetrafluoro-, HFC-134 0,00021 DALY / kg

Air Ethane, 1,2-dichloro-1,1,2,2-tetrafluoro-, CFC-114 0,00218 DALY / kg

Air Ethane, 2-chloro-1,1,1,2-tetrafluoro-, HCFC-124 0,000085 DALY / kg

Air Ethane, 2,2-dichloro-1,1,1-trifluoro-, HCFC-123 0,0000066 DALY / kg

Air Ethane, chloropentafluoro-, CFC-115 0,00229 DALY / kg

Air Ethane, hexafluoro-, HFC-116 0,002 DALY / kg

Air Ethane, pentafluoro-, HFC-125 0,00057 DALY / kg

Air Hexane, perfluoro- 0,0016 DALY / kg

Air Methane 0,0000044 DALY / kg

Air Methane, biogenic 0,0000044 DALY / kg

Air Methane, bromochlorodifluoro-, Halon 1211 0,000272 DALY / kg

Air Methane, bromotrifluoro-, Halon 1301 -0,0071 DALY / kg

Air Methane, chlorodifluoro-, HCFC-22 0,00028 DALY / kg

Air Methane, chlorotrifluoro-, CFC-13 0,00312 DALY / kg

Air Methane, dichloro-, HCC-30 0,0000019 DALY / kg

Air Methane, dichlorodifluoro-, CFC-12 0,0014 DALY / kg

Air Methane, dichlorofluoro-, HCFC-21 0,000044 DALY / kg

Air Methane, difluoro-, HFC-32 0,00014 DALY / kg

Air Methane, fluoro-, HFC-41 0,000031 DALY / kg

Air Methane, fossil 0,0000044 DALY / kg

Air Methane, iodotrifluoro- 2,1E-07 DALY / kg

Air Methane, tetrachloro-, CFC-10 -0,00026 DALY / kg

Air Methane, tetrafluoro-, FC-14 0,0014 DALY / kg

Air Methane, trichlorofluoro-, CFC-11 0,00022 DALY / kg

Air Methane, trifluoro-, HFC-23 0,0026 DALY / kg

Air Pentane, 2,3-dihydroperfluoro-, HFC-4310mee 0,00027 DALY / kg

Air Pentane, perfluoro- 0,0017 DALY / kg

Air Propane 6,29E-07 DALY / kg

Air Propane, 1,1,1,2,3,3,3-heptafluoro-, HFC-227ea 0,00059 DALY / kg

Air Propane, 1,1,1,3,3,3-hexafluoro-, HCFC-236fa 0,0014 DALY / kg

Air Propane, 1,1,2,2,3-pentafluoro-, HFC-245ca 0,00012 DALY / kg

Air Propane, perfluoro- 0,0015 DALY / kg

Air Sulfur hexafluoride 0,0053 DALY / kg

Raw Carbon dioxide, in air -2,1E-07 DALY / kg

Impact category Ecotoxicity PAF*m2yr

Air 2,4-D 14,6 PAF*m2yr / kg

Air Arsenic 5920 PAF*m2yr / kg

Air Atrazine 2090 PAF*m2yr / kg

Air Azinphos-methyl 110000 PAF*m2yr / kg

Air Bentazone 73,3 PAF*m2yr / kg

Air Benzene 0,0275 PAF*m2yr / kg

Air Benzene, 1,2,3-trichloro- 0,351 PAF*m2yr / kg


198


Air Benzene, hexachloro- 388 PAF*m2yr / kg

Air Benzo(a)pyrene 1420 PAF*m2yr / kg

Air Cadmium 96500 PAF*m2yr / kg

Air Carbendazim 24000 PAF*m2yr / kg

Air Chromium 41300 PAF*m2yr / kg

Air Chromium VI 41300 PAF*m2yr / kg

Air Chromium, ion 41300 PAF*m2yr / kg

Air Copper 14600 PAF*m2yr / kg

Air Dichlorvos 16,1 PAF*m2yr / kg

Air Dioxins, measured as 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin 1320000 PAF*m2yr / kg

Air Diquat dibromide 23900 PAF*m2yr / kg

Air Diuron 44300 PAF*m2yr / kg

Air DNOC 81,9 PAF*m2yr / kg

Air Fentin acetate 6770 PAF*m2yr / kg

Air Fluoranthene 0,437 PAF*m2yr / kg

Air Heavy metals, unspecified 2552 PAF*m2yr / kg

Air Lead 25400 PAF*m2yr / kg

Air Lindane 21,6 PAF*m2yr / kg

Air Malathion 1170 PAF*m2yr / kg

Air Maneb 384 PAF*m2yr / kg

Air Mecoprop 0,779 PAF*m2yr / kg

Air Mercury 8290 PAF*m2yr / kg

Air Metals, unspecified 2552 PAF*m2yr / kg

Air Metamitron 378 PAF*m2yr / kg

Air Methabenzthiazuron 3070 PAF*m2yr / kg

Air Metribuzin 4920 PAF*m2yr / kg

Air Mevinfos 21300 PAF*m2yr / kg

Air Monolinuron 1060 PAF*m2yr / kg

Air Nickel 71000 PAF*m2yr / kg

Air PAH, polycyclic aromatic hydrocarbons 0,0078 PAF*m2yr / kg

Air Parathion 605 PAF*m2yr / kg

Air Phenol, pentachloro- 133 PAF*m2yr / kg

Air Phthalate, dibutyl- 1,13 PAF*m2yr / kg

Air Phthalate, dioctyl- 0,0194 PAF*m2yr / kg

Air Polychlorinated biphenyls 807 PAF*m2yr / kg

Air Simazine 14400 PAF*m2yr / kg

Air Sodium dichromate 16400 PAF*m2yr / kg

Air Thiram 2260 PAF*m2yr / kg

Air Toluene 0,0024 PAF*m2yr / kg

Air Trifluralin 10,9 PAF*m2yr / kg

Air Zinc 28900 PAF*m2yr / kg

Soil 2,4-D 0,00127 PAF*m2yr / kg

Soil Arsenic 6100 PAF*m2yr / kg

Soil Atrazine 1,49 PAF*m2yr / kg

Soil Azinphos-methyl 3,55 PAF*m2yr / kg

Soil Bentazone 0,166 PAF*m2yr / kg

Soil Benzene 4,97 PAF*m2yr / kg

Soil Benzene, 1,2,3-trichloro- 24,1 PAF*m2yr / kg



Soil Benzene, hexachloro- 996 PAF*m2yr / kg

Soil Benzo(a)pyrene 72500 PAF*m2yr / kg

Soil Cadmium 99400 PAF*m2yr / kg

199

Soil Carbendazim 23,4 PAF*m2yr / kg

Soil Chromium 42400 PAF*m2yr / kg

Soil Chromium VI 42400 PAF*m2yr / kg

Soil Chromium, ion 42400 PAF*m2yr / kg

Soil Copper 15000 PAF*m2yr / kg

Soil Dichlorvos 0,00752 PAF*m2yr / kg

Soil Dioxins, measured as 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin 2090000 PAF*m2yr / kg

Soil Diquat 0,684 PAF*m2yr / kg

Soil Diquat dibromide 0,684 PAF*m2yr / kg

Soil Diuron 0,407 PAF*m2yr / kg

Soil DNOC 0,0617 PAF*m2yr / kg

Soil Fentin acetate 3,84 PAF*m2yr / kg

Soil Fluoranthene 80 PAF*m2yr / kg

Soil Lead 129 PAF*m2yr / kg

Soil Lindane 13,8 PAF*m2yr / kg

Soil Malathion 0,279 PAF*m2yr / kg

Soil Maneb 2,61 PAF*m2yr / kg

Soil Mecoprop 0,0000279 PAF*m2yr / kg

Soil Mecoprop-P 0,0000279 PAF*m2yr / kg

Soil Mercury 16800 PAF*m2yr / kg

Soil Metamitron 0,00203 PAF*m2yr / kg

Soil Methabenzthiazuron 3,15 PAF*m2yr / kg

Soil Metribuzin 0,491 PAF*m2yr / kg

Soil Mevinfos 2,09 PAF*m2yr / kg

Soil Monolinuron 4,38 PAF*m2yr / kg

Soil Nickel 73200 PAF*m2yr / kg

Soil Parathion 0,324 PAF*m2yr / kg

Soil Phenol, pentachloro- 251 PAF*m2yr / kg

Soil Phthalate, dibutyl- 11,4 PAF*m2yr / kg

Soil Phthalate, dioctyl- 0,267 PAF*m2yr / kg

Soil Polychlorinated biphenyls 8350 PAF*m2yr / kg

Soil Simazine 3,87 PAF*m2yr / kg

Soil Thiram 9,96 PAF*m2yr / kg

Soil Toluene 0,679 PAF*m2yr / kg

Soil Trifluralin 0,207 PAF*m2yr / kg

Soil Zinc 29800 PAF*m2yr / kg

Soil Cadmium 301 PAF*m2yr / kg

Water 2,4-D 0,756 PAF*m2yr / kg

Water Arsenic, ion 114 PAF*m2yr / kg

Water Atrazine 506 PAF*m2yr / kg

Water Azinphos-methyl 8870 PAF*m2yr / kg

Water Bentazone 0,581 PAF*m2yr / kg

Water Benzene 0,48 PAF*m2yr / kg

Water Benzene, 1,2,3-trichloro- 1,56 PAF*m2yr / kg



Water Benzene, hexachloro- 455 PAF*m2yr / kg

Water Benzo(a)pyrene 368 PAF*m2yr / kg

Water Cadmium, ion 4800 PAF*m2yr / kg

Water Carbendazim 1630 PAF*m2yr / kg

Water Chromium 687 PAF*m2yr / kg

Water Chromium VI 687 PAF*m2yr / kg

Water Chromium, ion 687 PAF*m2yr / kg

Water Copper, ion 1470 PAF*m2yr / kg

200

Water Dichlorvos 1,81 PAF*m2yr / kg

Water Dichromate 331 PAF*m2yr / kg

Water Dioxins, measured as 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin 1870000 PAF*m2yr / kg

Water Diquat dibromide 1180 PAF*m2yr / kg

Water Diuron 2310 PAF*m2yr / kg

Water DNOC 6,73 PAF*m2yr / kg

Water Fentin acetate 7850 PAF*m2yr / kg

Water Fluoranthene 39,6 PAF*m2yr / kg

Water Lead 73,9 PAF*m2yr / kg

Water Lindane 104 PAF*m2yr / kg

Water Malathion 1640 PAF*m2yr / kg

Water Maneb 6,23 PAF*m2yr / kg

Water Mecoprop 0,135 PAF*m2yr / kg

Water Mercury 1970 PAF*m2yr / kg

Water Metallic ions, unspecified 3,57 PAF*m2yr / kg

Water Metamitron 3,77 PAF*m2yr / kg

Water Methabenzthiazuron 143 PAF*m2yr / kg

Water Metribuzin 31,8 PAF*m2yr / kg

Water Mevinfos 673 PAF*m2yr / kg

Water Monolinuron 104 PAF*m2yr / kg

Water Nickel, ion 1430 PAF*m2yr / kg

Water PAH, polycyclic aromatic hydrocarbons 0,021 PAF*m2yr / kg

Water Parathion 2480 PAF*m2yr / kg

Water Phenol, pentachloro- 251 PAF*m2yr / kg

Water Phthalate, dibutyl- 16,2 PAF*m2yr / kg

Water Phthalate, dioctyl- 6,37 PAF*m2yr / kg

Water Polychlorinated biphenyls 2580 PAF*m2yr / kg

Water Simazine 603 PAF*m2yr / kg

Water Sodium dichromate 273 PAF*m2yr / kg

Water Thiram 8740 PAF*m2yr / kg

Water Toluene 1,73 PAF*m2yr / kg

Water Trifluralin 780 PAF*m2yr / kg

Water Zinc, ion 163 PAF*m2yr / kg

Impact category Acidification/ Eutrophication PDF*m 2yr

Air Ammonia 15,57 PDF*m2yr / kg

Air Nitrate 5,713 PDF*m2yr / kg

Air Nitric oxide 8,789 PDF*m2yr / kg

Air Nitrogen dioxide 5,713 PDF*m2yr / kg

Air Nitrogen oxides 5,713 PDF*m2yr / kg

Air Sulfate 1,041 PDF*m2yr / kg

Air Sulfur dioxide 1,041 PDF*m2yr / kg

Air Sulfur oxides 1,041 PDF*m2yr / kg

Air Sulfur trioxide 0,8323 PDF*m2yr / kg

Impact category Land use PDF*m2yr

Raw Land use II-III 0,51 PDF*m2yr / m2a

Raw Land use II-IV 0,96 PDF*m2yr / m2a

Raw Land use III-IV 0,96 PDF*m2yr / m2a

Raw Land use IV-IV 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, arable 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, arable, non-irrigated 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, arable, non-irrigated, diverse-intensive 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, arable, non-irrigated, fallow 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, arable, non-irrigated, monotone-intensive 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, arable, organic 1,09 PDF*m2yr / m2a

201

Raw Occupation, construction site 0,84 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, dump site 0,84 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, forest 0,11 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, forest, extensive 0,11 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, forest, intensive 0,11 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, forest, intensive, clear-cutting 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, forest, intensive, normal 0,11 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, forest, intensive, short-cycle 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, heterogeneous, agricultural 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, industrial area 0,84 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, industrial area, built up 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, industrial area, vegetation 0,84 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, mineral extraction site 0,84 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, pasture and meadow 1,02 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, pasture and meadow, extensive 1,02 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, pasture and meadow, intensive 1,13 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, pasture and meadow, organic 1,02 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, permanent crop 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, permanent crop, fruit 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, permanent crop, fruit, extensive 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, permanent crop, fruit, intensive 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, permanent crop, vine 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, permanent crop, vine, extensive 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, permanent crop, vine, intensive 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, shrub land, sclerophyllous 0,11 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, traffic area 0,84 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, traffic area, rail embankment 0,84 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, traffic area, rail network 0,84 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, traffic area, road embankment 0,84 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, traffic area, road network 0,84 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, unknown 0,96 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, urban, continuously built 1,15 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, urban, discontinuously built 0,96 PDF*m2yr / m2a

Raw Occupation, urban, green areas 0,84 PDF*m2yr / m2a

Raw Transformation, from arable -34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from arable, non-irrigated -34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from arable, non-irrigated, diverse-intensive -34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from arable, non-irrigated, fallow -34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from arable, non-irrigated, monotone-intensive -34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from dump site -25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from dump site, benthos -28,73 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from dump site, inert material landfill -25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from dump site, residual material landfill -25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from dump site, sanitary landfill -25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from dump site, slag compartment -25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from forest -3,3 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from forest, extensive -3,3 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from forest, intensive -3,3 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from forest, intensive, clear-cutting -34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from forest, intensive, normal -3,3 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from forest, intensive, short-cycle -34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from heterogeneous, agricultural -34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from industrial area -25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from industrial area, benthos -28,73 PDF*m2yr / m2

202

Raw Transformation, from industrial area, built up -34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from industrial area, vegetation -25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from mineral extraction site -25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from pasture and meadow -30,62 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from pasture and meadow, extensive -30,62 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from pasture and meadow, intensive -34,02 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from permanent crop -34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from permanent crop, fruit -34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from permanent crop, fruit, extensive -34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from permanent crop, fruit, intensive -34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from permanent crop, vine -34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from permanent crop, vine, extensive -34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from permanent crop, vine, intensive -34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from sea and ocean -28,73 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from shrub land, sclerophyllous -3,3 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from traffic area, rail embankment -25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from traffic area, rail network -25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from traffic area, road embankment -25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from traffic area, road network -25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from unknown -28,73 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from urban, continuously built -34,53 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from urban, discontinuously built -28,73 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from water bodies, artificial -28,73 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, from water courses, artificial -28,73 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to arable 34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to arable, non-irrigated 34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to arable, non-irrigated, diverse-intensive 34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to arable, non-irrigated, fallow 34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to arable, non-irrigated, monotone-intensive 34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to arable, organic 32,73 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to dump site 25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to dump site, benthos 28,73 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to dump site, inert material landfill 25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to dump site, residual material landfill 25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to dump site, sanitary landfill 25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to dump site, slag compartment 25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to forest 3,3 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to forest, extensive 3,3 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to forest, intensive 3,3 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to forest, intensive, clear-cutting 34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to forest, intensive, normal 3,3 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to forest, intensive, short-cycle 34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to heterogeneous, agricultural 34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to industrial area 25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to industrial area, benthos 28,73 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to industrial area, built up 34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to industrial area, vegetation 25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to mineral extraction site 25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to pasture and meadow 30,62 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to pasture and meadow, extensive 30,62 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to pasture and meadow, intensive 34,02 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to pasture and meadow, organic 30,62 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to permanent crop 34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to permanent crop, fruit 34,38 PDF*m2yr / m2

203

Raw Transformation, to permanent crop, fruit, extensive 34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to permanent crop, fruit, intensive 34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to permanent crop, vine 34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to permanent crop, vine, extensive 34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to permanent crop, vine, intensive 34,38 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to sea and ocean 28,73 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to shrub land, sclerophyllous 3,3 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to traffic area 25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to traffic area, rail embankment 25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to traffic area, rail network 25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to traffic area, road embankment 25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to traffic area, road network 25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to unknown 28,73 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to urban, continuously built 34,53 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to urban, discontinuously built 28,73 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to urban, green areas 25,16 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to water bodies, artificial 28,73 PDF*m2yr / m2

Raw Transformation, to water courses, artificial 28,73 PDF*m2yr / m2

Impact category Minerals MJ surplus

Raw Aluminium, 24% in bauxite, 11% in crude ore, in ground 2,38 MJ surplus / kg

Raw Aluminium, in ground 2,38 MJ surplus / kg

Raw Bauxite, in ground 0,5 MJ surplus / kg

Raw Chromium compounds 0,9165 MJ surplus / kg

Raw Chromium ore, in ground 0,275 MJ surplus / kg

Raw Chromium, 25.5 in chromite, 11.6% in crude ore, in ground 0,9165 MJ surplus / kg

Raw Chromium, in ground 0,9165 MJ surplus / kg

Raw Cinnabar, in ground 165,5 MJ surplus / kg

Raw Copper ore, in ground 0,415 MJ surplus / kg

Raw Copper, 0.99% in sulfide, Cu 0.36% and Mo 8.2E-3% in crude ore, in ground 36,795763 MJ surplus / kg

Raw Copper, in ground 36,7 MJ surplus / kg

Raw Iron ore, in ground 0,029 MJ surplus / kg

Raw Iron, 46% in ore, 25% in crude ore, in ground 0,051 MJ surplus / kg

Raw Iron, in ground 0,051 MJ surplus / kg

Raw Lead ore, in ground 0,368 MJ surplus / kg

Raw Lead, in ground 7,35 MJ surplus / kg

Raw Manganese ore, in ground 0,141 MJ surplus / kg

Raw Manganese, 35.7% in sedimentary deposit, 14.2% in crude ore, in ground 0,313 MJ surplus / kg

Raw Manganese, in ground 0,313 MJ surplus / kg

Raw Mercury, in ground 165,5 MJ surplus / kg

Raw Molybdenum ore, in ground 0,041 MJ surplus / kg

Raw Molybdenum, 0.11% in sulfide, Mo 0.41% and Cu 0.36% in crude ore, in ground 37,139651 MJ surplus / kg

Raw Molybdenum, in ground 41 MJ surplus / kg

Raw Nickel ore, in ground 0,356 MJ surplus / kg

Raw Nickel, 1.13% in sulfides, 0.76% in crude ore, in ground 23,75 MJ surplus / kg

Raw Nickel, 1.98% in silicates, 1.04% in crude ore, in ground 23,75 MJ surplus / kg

Raw Nickel, in ground 23,75 MJ surplus / kg

Raw Pyrolusite, in ground 0,313 MJ surplus / kg

Raw Tin ore, in ground 0,06 MJ surplus / kg

Raw Tin, 79% in cassiterite, 0.1% in crude ore, in ground 600 MJ surplus / kg

Raw Tin, in ground 600 MJ surplus / kg

Raw Tungsten ore, in ground 0,927 MJ surplus / kg

Raw Zinc 9%, Lead 5%, in sulfide, in ground 5,254 MJ surplus / kg

Raw Zinc ore, in ground 0,164 MJ surplus / kg

204

Raw Zinc, in ground 4,09 MJ surplus / kg

Impact category Fossil fuels MJ surplus

Raw Coal, 18 MJ per kg, in ground 0,155 MJ surplus / kg

Raw Coal, 26.4 MJ per kg, in ground 0,227 MJ surplus / kg

Raw Coal, 29.3 MJ per kg, in ground 0,252 MJ surplus / kg

Raw Coal, feedstock, 26.4 MJ per kg, in ground 0,227 MJ surplus / kg

Raw Coal, hard, unspecified, in ground 0,165 MJ surplus / kg

Raw Energy, from coal 0,00859 MJ surplus / MJ

Raw Energy, from gas, natural 0,15 MJ surplus / MJ

Raw Energy, from oil 0,144 MJ surplus / MJ

Raw Gas, mine, off-gas, process, coal mining/kg 6,56 MJ surplus / kg

Raw Gas, mine, off-gas, process, coal mining/m3 5,38 MJ surplus / m3

Raw Gas, natural, 30.3 MJ per kg, in ground 4,55 MJ surplus / kg

Raw Gas, natural, 35 MJ per m3, in ground 5,25 MJ surplus / m3

Raw Gas, natural, 36.6 MJ per m3, in ground 5,49 MJ surplus / m3

Raw Gas, natural, 46.8 MJ per kg, in ground 7,02 MJ surplus / kg

Raw Gas, natural, feedstock, 35 MJ per m3, in ground 5,25 MJ surplus / m3

Raw Gas, natural, feedstock, 46.8 MJ per kg, in ground 7,02 MJ surplus / kg

Raw Gas, natural, in ground 5,445 MJ surplus / m3

Raw Oil, crude, 41 MJ per kg, in ground 5,9 MJ surplus / kg

Raw Oil, crude, 42 MJ per kg, in ground 6,04 MJ surplus / kg

Raw Oil, crude, 42.6 MJ per kg, in ground 6,13 MJ surplus / kg

Raw Oil, crude, 42.7 MJ per kg, in ground 6,15 MJ surplus / kg

Raw Oil, crude, feedstock, 41 MJ per kg, in ground 5,9 MJ surplus / kg

Raw Oil, crude, feedstock, 42 MJ per kg, in ground 6,04 MJ surplus / kg

Raw Oil, crude, in ground 6,22 MJ surplus / kg

205

Summary The most critical and controversial step in Life Cycle Impact Assessment (LCIA) is the weighting step. With this in mind the Eco-indicator 99 methodology has been developed top down: the weighting step was the starting point. From there, damage models for the most important impact categories have been developed.

There are two important requirements for the weighting step, if a panel is used:

The number of subjects to be weighted should be as small as possible. In most LCIA methods a panel is asked to weigh ten or more subjects; this number is clearly too high.

The subjects to be weighted should be easy to explain to a panel. In most LCIA methods the panel is asked to weigh rather abstract impact categories. It is very difficult to give a meaningful assessment.

From these requirements it was concluded that the panel should only weigh the following three types of environmental damages (endpoints):

� Human Health � Ecosystem Quality � Resources

The following damage models have been established to link these damage categories with the inventory result.

Damages to Human Health are expressed as DALY (Disability Adjusted Life Years). Models have been developed for respiratory and carcinogenic effects, the effects of climate change, ozone layer depletion and ionising radiation. In these models for Human Health four sub steps are used:

Fate analysis, linking an emission (expressed as mass) to a temporary change in concentration.

Exposure analysis, linking this temporary concentration to a dose.

Effect analysis, linking the dose to a number of health effects, like the number and types of cancers.

Damage analysis, linking health effects to DALYs, using estimates of the number of Years Lived Disabled (YLD) and Years of Life Lost (YLL).

Damages to Ecosystem Quality are expressed as the percentage of species that have disappeared in a certain area due to the environmental load. This definition is not as homogeneous as the definition of Human Health:

Ecotoxicity is expressed as the percentage of all species present in the environment living under toxic stress (PAF). As this is not an observable damage, a rather crude conversion factor is used to translate toxic stress into real observable damage.

Acidification and eutrophication are treated as a single impact category. Here the damage to target species (vascular plants) in natural areas is modelled.

Land-use and land transformation is based on empirical data of the occurrence of vascular plants as a function of the land-use type and the area size. Both the local damage on the occupied or transformed area as well as the regional damage on ecosystems is taken into account.

Resource extraction is related to a parameter that indicates the quality of the remaining mineral and fossil resources. In both cases the extraction of these resources will result in higher energy requirements for future extraction.

In Figure A.1. 1 the different procedures and (intermediate) results are shown. A clear distinction is made between intermediate results (white boxes) and the procedures (grey boxes) to go from one intermediate result to the other.

BIJLAGE 4 : The Eco -indicator 99 - a damage oriented method for life cycle impact assessment

206

A limiting assumption is that in principle all emissions and land uses are occurring in Europe and that all subsequent damages occur in Europe, except for the damages to Resources and the damages created by climate change, ozone layer depletion, air emissions of persistent carcinogenic substances, inorganic air pollutants that have long-range dispersion, and some radioactive substances.

Two types of uncertainties are separated:

� Data uncertainties: this refers to technical problems of measuring and assessing factors � Model uncertainties: this refers to the uncertainty if the model is configured correctly

Data uncertainties are presented as the squared geometric standard deviation. In some cases, especially for toxicity, these uncertainties are substantial.

Modelling uncertainties cannot be expressed as a range: a model assumption is correct or not. In order to cope with these uncertainties, a system referred to as Cultural Theory has been used to separate three versions of the damage model. A simplified characterisation of these versions is:

� E (Egalitarian): Long time perspective (even a minimum of scientific proof justifies inclusion) � I (Individualist): Short time perspective (only proven effects are included) � H (Hierarchist): Balanced time perspective (consensus among scientist determines inclusion of

effects)

The H (Hierarchist) version is chosen as default, while the other version can be used in a robustness analysis.

The weighting procedure was executed with a written panel procedure among a Swiss LCA interest group. The results can be used as a default, but should not be considered to be representative for the average European. Those who do not want to use the weighting step, can follow an alternative approach by using a weighting triangle (see Figure A.1. 10).

Stay updated via the Eco-indicator 99 e-mail user group

207

Figure A.1. 1: General representation of the method ology. The grey boxes below refer to procedures; th e other boxes refer to intermediate results.

In d icato r

D am age to m ineral and

fo ssil reso u rces [M J su rp lus

energy]

D am age to eco system

q uality [% v asc. p lan t sp ecies

*k m 2 * yr]

D am age to hu m an h ealth

[d isab il ity ad ju sted life

years (D A LY )]

Surp lu s en ergy fo r fu tu re ex tractio n

R egio nal effect on v ascu lar p lant species

Local effect o n v ascu lar p lan t species

A cid if/eutr. (o ccu rrence target sp ecies)

Surp lu s en ergy fo r fu tu re ex tractio n

Ecoto x ic ity: to x ic s tress (PA F)

C lim ate ch ange (d iseases an d d isp lacem .)

O zon e layer d ep l. (cancer an d cataract)

Ion iz. rad iatio n (can cer cases and type)

R esp irato ry effects (cases an d type)

Fo ss il fu el availab il ity (p er typ e)

C h an ge in h ab itat s ize

C h an ged pH an d nu trien t avail.

C on cen tration m in erals

C o n cen tr. u rb an, agri, nat. so il

C on cen tration greenh . gases

C o ncentratio n ozo ne d ep l. gases

C o n cen tratio n rad io nu clides

C o n cen tratio n SPM an d V O C ’s

C arc ino gen esis (can cer cases and typ e)C o ncentratio n in air, w ater,

fo od

E xtractio n o f m in erals and fo ss il fu e ls

Lan d -use: o ccup atio n and trans fo rm atio n

N O x

SO x

N H 3

Pestic ides

C O 2

H eavy m etals

SPM

V O C 's

N u clid es (B q)

H C FC

PA H 's

N o rm alisa tion a nd W eig hting

D a m a ge a na lys isE x po sure a nd E ffect a naly sis

R eso urce ana lys is L and-use a naly sis

F a te a naly sis

208

Introduction

Background According to ISO 14040 and 14042, Life Cycle Impact Assessment (LCIA) is essentially meant to improve the understanding of the results of the inventory phase. Until now many methodologies have been suggested and described. These methodologies can be divided into theme oriented methods and damage oriented methods. The first category converts the inventory results into a number of themes1, 2, the second type models the damages caused by the inventory results. The predecessor of this project, the Eco-indicator 95 methodology was an example of a method based on a damage approach.

The Eco-indicator 99 impact assessment methodology-project was carried out under the authority of the Dutch Ministry of Housing, Spatial Planning and the Environment, under the label of the Integrated Product Policy. The authors collaborated intensively with a number of Swiss and Dutch LCA experts and the Dutch RIVM (National Institute of Public Health and the Environment). The Swiss experts were supported by the Priority Programme Environment from the Swiss National Science Foundation.

Matching goal and scope with the inventory An important aspect in any LCA is the goal and scope definition. Part of the goal and scope definition is dealing with the impact assessment. The most important requirement is that the impact assessment method suits the goal of the study.

• The methodology can be used as an impact assessment tool in any LCA study. This tool enables the user to determine scores for environmental damages and to aggregate them up to a single score if desired. When deciding on the degree of aggregation of damage scores to be included in the study, the user will have to take into account to what extent he wants to comply with the recommendations of ISO 14042 or other recommendations. He should also be aware of the underlying assumptions that were used in the methodology for each step of damage aggregation.

• The pre-calculated set of standard indicator values, consisting of a single score damage indicator per unit of material or process, can be used as a quick tool for product development or ecological benchmarking of production processes. This is essentially for internal use in companies.

In all applications the following characteristics and constraints should be kept in mind when the Eco-indicator 99 method is applied in an LCA:

• All emissions and all forms of land-use are assumed to occur within Europe. The damages for most impact categories are also assumed to occur in Europe, with the following exceptions: − The damages from ozone layer depletion and greenhouse effects are occurring on a

global scale, as European emissions are influencing the global problem and not just the European.

− The damages from some radioactive substances are also occurring on a global scale.

− The damages to Resources are occurring on a global scale. − The damages from some persistent carcinogenic substances are also modelled in

regions adjoining Europe. • The method models emissions as if they are emitted at the present time. • The method is based on a specific definition of the environment (see paragraph 0). If

other definitions of the environment are intended, for instance definitions that include human welfare or the preservation of cultural heritages, the methodology is not complete or valid.

209

• There are special rules for modelling the effect of land use, pesticides and fertilisers. • The results of the damage models must be seen as marginal results, that is they reflect

the increase of the damage when one functional unit is added to the current damage level. Also the normalisation levels are based on the marginal model.

• If compatibility with ISO 14042 is required, the last step, the weighting, is not allowed when the results are to be used as comparative assertions disclosed to the public.

How to use a single score The practical goal of this method is the calculation of single scores. Such scores should always be used for internal purposes and are not suitable to use in public comparisons, marketing and ecolabelling, as they lack the necessary transparency. The situation may be different if the single scores are presented with a full documentation of the underlying data and intermediate results.

It is very important to clearly document the limitations, uncertainties and assumptions when the single scores are presented. This is especially important if the single scores are used by non-experts.

General framework

Technosphere, Ecosphere, Valuesphere Suppose we can calculate that during the lifecycle of product A, a number of toxic emissions are released that will have significant impact on Human Health, while in the life cycle of product B significant amounts of SO2 are emitted that cause significant acidification which will damage ecosystems. A nature lover may prefer product A, while another person will perhaps prefer product B.

This simple example shows that we are dealing with three problems:

• First we must analyse the life cycles of the products and determine how much SO2 and toxic substances are emitted.

• Secondly we must analyse to what extent the SO2 emission causes acidification and to what extent this acidification causes damage to ecosystems. Alternatively, we must analyse to what extent the emission of toxic substances indeed causes damage to Human Health.

• Thirdly we must assess how serious damage to ecosystems is compared to damage to Human Health. This is clearly a valuation.

In Life Cycle Impact Assessment we have to deal with three fields of scientific knowledge and reasoning. We refer to these fields as “spheres”3:

• Technosphere: the description of the life cycle, the emissions from processes, the allocation procedures as far as they are based on causal relations.

• Ecosphere: the modelling of changes (damages) that are inflicted on the “environment”. • Valuesphere: the modelling of the perceived seriousness of such changes (damages), as

well as the management of modelling choices that are made in Techno- and Ecosphere.

The first two spheres can be considered to be in the technical and natural science paradigms, the third sphere is clearly in the social science world, as natural science cannot deal with a term like “seriousness”.

Although the spheres are partially overlapping, they have very different characters. For instance in Technosphere we are used to relatively low uncertainties (in the order of a few percents) and we assume measurements can be verified and reproduced. In the Ecosphere

210

we are used to rather uncertain models, which are hard to verify, and data that can have uncertainties of several orders of magnitude.

An important problem is that the models are partially based on value choices, such as the selection of the time perspective. In the Valuesphere there is a clear understanding that a single truth does not exist.

With these spheres in mind we can construct the basic three-stage approach of the Eco-indicator method:

• The life cycle model is constructed in the Technosphere. The result is the inventory table.

• Ecosphere modelling is used to link the inventory table to three damage categories or “endpoints”.

• Valuesphere modelling is used to weight the three endpoints to a single indicator, and to model the value choices in the Ecosphere.

This three-stage method is represented in Figure A.1. 2 below.

Figure A.1. 2: The core concept of the Eco-indicato r 99 methodology. Apart from the inventory phase, there are two new parts. The devel opment process was performed in

a top down approach: starting from the definition o f the indicator and the weighting process

Although it is simple to characterise the three phases as if they belong to a single sphere, in reality the distinction is not so clear. Both in Technosphere and Ecosphere we are confronted with normative modelling assumptions and simplifications. This means that Valuesphere is also present in these phases.

As the modelling of the life cycle is not part of the project, the Eco-indicator methodology thus consists of two parts:

• In Ecosphere we use mainly natural science to calculate changes in the environment caused by the environmental flows from a product life cycle.

• A valuation procedure is used to establish the seriousness of these changes. To make our description less abstract we refer to these changes as damages, although strictly speaking changes is a better term, as a change is not a damage before it has been valued. In the ISO 14042 standard the term Endpoints is used. We do not use this term in this context.

211

The “Eco” we indicate PRé Consultants has chosen the following definition of the term environment:

A set of biological, physical and chemical parameters influenced by man, that are conditions to the functioning of man and nature. These conditions include Human Health, Ecosystem Quality and sufficient supply of Resources.

In the Eco-indicator 99 we only look at environmental problems as they occur in Europe. In the Dobris Assessment4, a description of the most serious environmental problems is given.

From this definition it follows that there are basically three damage categories:

• Human Health • Ecosystem Quality • Resources

The three terms are not sufficiently self-explaining; a description of what is included in each of the three terms is necessary for building up the methodology, and will be supplied later.

• “Human Health” contains the idea that all human beings, in present and future, should be free from environmentally transmitted illnesses, disabilities or premature deaths.

• “Ecosystem Quality” contains the idea that non-human species should not suffer from disruptive changes of their populations and geographical distribution,

• “Resources” contains the idea that the nature’s supply of non-living goods, which are essential to the human society, should be available also for future generations.

From inventory results to damage categories

Procedures The method uses four different procedures to establish the link between the inventory table and the potential damages:

1) In the model for Human Health four sub-steps are used:

a) Fate analysis, linking an emission (expressed as mass) to a temporary change in concentration.

b) Exposure analysis, linking this temporary concentration to a dose.

c) Effect analysis, linking the dose to a number of health effects, like the number and types of cancers, and respiratory effects.

d) Damage analysis, links health effects to the number of years lived disabled (YLD) and Years of Life Lost (YLL).

2) For ecosystem health two different approaches are used:

a) Toxic emissions and emissions that change acidity and nutrients levels go through the procedure of:

i) Fate analysis, linking emissions to concentrations

ii) Effect analysis, linking concentrations to toxic stress or increased nutrient or acidity levels.

iii) Damage analysis, linking these effects to the increased potentially disappeared fraction for plants.

212

b) Land-use and land transformation is modelled on the basis of empirical data on the quality of ecosystems, as a function of the land-use type and the area size.

3) Resource extraction is modelled in two steps:

a) Resource analysis, which can be regarded as a similar step as the fate analysis, as it links an extraction of a resource to a decrease of the resource concentration.

b) Damage analysis, linking lower concentration to the increased efforts to extract the resource in the future.

In Figure A.1. 1 (see before) the different procedures and (intermediate) results are shown. A clear distinction is made between intermediate results (white boxes) and the procedures (grey boxes) to go from one intermediate result to the other.

The damage category Human Health The health of any human individual, being a member of the present or a future generation, may be damaged either by reducing its duration of life by a premature death, or by causing a temporary or permanent reduction of body functions (disabilities). According to current knowledge, the environmental sources for such damages are mainly the following:

• Infectious diseases, cardiovascular and respiratory diseases, as well as forced displacement due to the climate change.

• Cancer as a result of ionising radiation. • Cancer and eye damages due to ozone layer depletion. • Respiratory diseases and cancer due to toxic chemicals in air, drinking water and food.

These damages represent the most important damages to Human Health caused by emissions from product systems. The damage category is not complete. For instance, damage from emissions of Cd and Pb, endocrine disrupters etc. cannot yet be modelled. Furthermore health damages from allergic reactions, noise and odour cannot yet be modelled.

To aggregate different types of damages to Human Health (which is highly desirable in view of the large number of different types of sickness), a tool for comparative weighting of disabilities is needed.

PRé Consultants has chosen to use the DALY (Disability Adjusted Life Years) scale, which has been developed by Murray et al.5 for the WHO and World Bank. The original purpose of the DALY concept was to have a tool to analyse the rationale of national health budgets.

The core of the DALY system is a disability weighting scale. This scale has been developed in a number of panel sessions. The scale lists many different disabilities on a scale between 0 and 1 (0 meaning being perfectly healthy and 1 meaning death).

For example: Carcinogenic substances cause a number of deaths each year. In the DALY health scale, death has a disability rating of 1. If a type of cancer is (on average) fatal ten years prior to the normal life expectancy, we would count 10 lost life years for each case. This means that each case has a value of 10 DALYs. Or: During a summer smog period, many people have to be treated in hospital for a number of days. This type of treatment in a hospital has a rating of 0.392 on the DALY scale. If the hospital treatment lasts 0.01 years on average (3.65 days), each case would be weighted 0.004 DALYs.

With this system, we can calculate the number of Disability Adjusted Life Years if we know how many people in Europe are exposed to a certain background concentration of toxic substances in air, drinking water and food.

The unit for the damage category Human Health is DALY. This can easily be explained. A flow of toxic substances in tons per year will result in a number of DALY per year. If we

213

leave out the "per year" we find a mass loading is equivalent to a number of DALYs (see also paragraph 0)

The damage category Ecosystem Quality Ecosystems are very complex, and it is very difficult to determine all damages inflicted upon them. An important difference with Human Health is that even if we could, we are not really concerned with the individual organism, plant or animal. The species diversity is used as an indicator for Ecosystem Quality. We express the ecosystem damage as a percentage of species that are threatened or that disappear from a given area during a certain time.

Ecotoxicity

For ecotoxicity, we use a method recently developed by RIVM for the Dutch Environmental Outlook6 This method determines the Potentially Affected Fraction (PAF) of species in relation to the concentration of toxic substances. The PAFs are determined on the basis of toxicity data for terrestrial and aquatic organisms like micro-organisms, plants, worms, algae, amphibians, molluscs, crustaceans and fish. The PAF expresses the percentage of species that is exposed to a concentration above the No Observed Effect Concentration (NOEC). The higher the concentration, the larger the number of species that is affected. The PAF damage function has a typical shape as shown in Figure A.1. 3.

Figure A.1. 3: A logistic PAF-curve expressing the potential affected fraction of species at different concentrations of a substance

When an emission (mass) is released, the concentration in an area will be increased temporarily. This change in concentration will cause a change in the PAF value. The damage caused by the emission of this substance depends on the slope of the curve in a suitably chosen working point.

Meent et al.7 postulate that the marginal damage to Ecosystem Quality from a specific emission depends on the present level of damage caused by the present mixture of substances in the environment. This means that we cannot use the background concentrations of single substances.

Instead we have to use the combined toxic stress resulting from the present mixture of substances in the environment, the so-called combi-PAF, to find the right working point and slope.

Being based on NOEC, a PAF does not necessarily produce observable damage. Therefore, even a high PAF value of 50% or even 90% does not have to result in a really

214

observable effect. PAF should be interpreted as toxic stress and not as a measure to model disappearance or extinction of species.

Acidification and eutrophication

For acidification and eutrophication, we cannot use the PAF concept directly, since damage from acidification and eutrophication is caused by an entirely different and complex biochemical mechanism.

Instead, we will have to look at observed effects from acidification and eutrophication on plants. From these observations the probability that a plant species still occurs in an area can be determined. This is called the Probability Of Occurrence or POO8, which is translated for this project into Potentially Disappeared Fraction (PDF): PDF = 1 - POO

The computer model “Nature Planner” developed by RIVM is used for both the fate modelling and the damage modelling for NOx, SOx and NH3 depositions. A particular problem is the fact that acidification and eutrophication do not necessarily reduce the number of species. In fact very often the number of plant species are increased. The solution used by the RIVM is the use of target species. These are the species that should occur on a specific type of ecosystem if there would have been no man-made changes in the nutrient level or the acidity9. The “Nature Planner” contains a very detailed grid with an exact description of the type of ecosystem and the associated set of target species. The same grid is also used for a site specific fate analysis.

The damage model calculates to what extent the number of target species increases or decreases if an additional deposition is added to the background. Interestingly, it is not possible to determine whether a damage is caused by changes in the nutrient level or the acidity. For this reason the impact categories have been combined.

Although the “Nature Planner” is a very sophisticated instrument it is still only available for the Netherlands. The crude assumption was made that the Dutch situation is representative for Europe.

Another problem of this impact category is that only damages to natural systems can be modelled and only if these damages occur through airborne depositions. So far it was not possible to include the effect of phosphate and other eutrophying emissions to water.

Land use

For land use, we also use the Potentially Disappeared Fraction (PDF) as indicator. In this case however, we do not consider target species but all species. The damage model is rather complex, as we need four different models:

1. The local effect of land occupation 2. The local effect of land conversion 3. The regional effect of land occupation 4. The regional effect of land conversion

The local effect refers to the change in species numbers occurring on the occupied or converted land itself, while the regional effect refers to the changes on the natural areas outside the occupied or converted area.

Unlike other damage models, the data on the species numbers are based on observations, and not on models. The problem with this type of data is that it is not possible to separate the influence of the type of land-use from the influence of emissions. For this reason some special care must be taken to avoid double counting of effects which are included in land-use and which could be included also in other damage models.

The Ecosystem Quality damage category is the most problematic of the three, as it is not completely homogeneous. A temporary solution is proposed to combine PAF and PDF.

215

The unit for the damages to Ecosystem Quality is the PDF times area times year [PDF.m².yr]. For land-use this unit is easy to explain: the damage increases with an increase in area size, an increase in occupation time or an increase in restoration time for a formerly converted area.

For ecotoxicity and for acidification/eutrophication some additional explanation is needed. Four logical steps are needed:

1. Let us consider a steady state flow of x kg per year per m². This flow will result in a steady state concentration y on a m².

2. Now in LCA, we do not know the flow, but only the mass. A mass can be interpreted as a flow during a certain time t.

3. This means, a mass can only be responsible for concentration y on a m², during that certain time.

4. As the damage can be linked to the concentration, the flow can only be linked to a certain damage in a certain area, during a certain time.

The damage category Resources In the Eco-indicator 99 methodology we only model mineral resources and fossil fuels. The use of agricultural and silvicultural biotic resources and the mining of resources such as sand or gravel, are considered to be adequately covered by the effects on land use. Biotic resources which are extracted directly from nature, like fish and game or wild plants, are not modelled in Eco-indicator 99 so far.

In the case of non-renewable resources (minerals and fossil fuels), it is obvious that there is a limit on the human use of these resources, but it is rather arbitrary to give figures on the total quantity per resource existing in the accessible part of the earth crust. If we sum up only the known and easily exploitable deposits, the quantities are quite small in comparison to current yearly extractions. If we include occurrences of very low concentrations or with very difficult access, the resource figures become huge. It is difficult to fix convincing boundaries for including or not-including occurrences between the two extremes, as quantity and quality are directly linked.

Because of this problem, the Eco-indicator 99 methodology does not consider the quantity of resources as such, but rather the qualitative structure of resources. We have chosen to take the concentration of a resource as the main element of resource quality.

Market forces assure that the deposits with the highest concentrations of a given resource are depleted first, leaving future generations to deal with lower concentrations. Thus in theory, the average ore grade available for future generations will be reduced with the extraction of every kilo. This decreasing concentration is the basis for the resource analysis.

The resource analysis is very comparable to the fate analysis: instead of modelling the increase of the concentration of pollutants, the decrease of the concentration of mineral resources is modelled.

Chapman and Roberts10 developed an assessment procedure for the seriousness of resource depletion, based on the energy needed to extract a mineral in relation to the concentration. As more minerals are extracted, the energy requirements for future mining will increase. The damage is the energy needed to extract a kg of a mineral in the future.

For fossil fuels we also use the concept of surplus energy.

The unit of the Resources damage category is the “surplus energy” in MJ per kg extracted material. This is the expected increase of extraction energy per kg extracted material, when mankind has extracted an amount that is N times the cumulative extracted materials since the beginning of extraction until 1990.

216

A value of 5 is chosen for N. As the surplus energy is dependent on the choice of N, the absolute value of the surplus energy has no real meaning. Surplus energy is used to add the damages from extracting different resources.

Normalisation and damage assessment

Normalisation The three damage categories all have different units. In order to use a set of dimensionless weighting factors from the panel we must make these damage categories dimensionless. The obvious way to do this is to use a normalisation step. As the Eco-indicator is developed for Europe, we will use the European normalisation values.

It should be noted that normally in LCA the normalisation takes place after characterisation, as usually the normalised effect scores are presented to the panel. In Eco-Indicator 99 the modelling is extended to the damage categories and the damage categories are presented to the panel for weighting. It is thus not more than logical that the normalisation also is moved to this stage. The ISO 14042 standard allows for this change.

Damage assessment In the previous paragraph it was shown how the damage to the three damage categories Human Health, Ecosystem Quality and Resources can be calculated. In this process the best available scientific knowledge was used. However, as indicated in the introduction, use natural science cannot be used to determine how serious this damage is perceived.

There are basically two methods to determine values in society:

• Observation of actual behaviour, in this context often referred to as revealed preference method. The core of this method is to analyse how decisions on comparable issues are taken. For instance the value of a human life is based on life insurance, and the value of biodiversity is based on governmental expenditure on this issue.

• Questioning representatives of society (a panel) on the specific issue.

Mettier11 performed a carefully conducted panel procedure among 365 members of a Swiss LCA interest group. The procedure contained a ranking and a weighting procedure. The results cannot be considered to be representative for the views of European population, but they generate a useful first default weighting-set. Next to this default weighting-set the concept of the weighting triangle is described. The weighting triangle can be used to clarify discussions if alternatives for the default weighting-set are to be used. (see Figure A.1. 10)

Sources of uncertainty In the development of a scientific methodology there are several types of uncertainty to consider, namely fundamental uncertainty and operational uncertainty. The fundamental uncertainty is the reflection of the doubt on the correctness of choices made in the development of the method. The choice of a concept implies that the assumptions that are the basis of this concept are fixed. This uncertainty can not be quantified in an easy way. Operational uncertainty is the variation in the result of the calculations, caused by the variation of the parameters involved. This uncertainty can be quantified.

In the Eco-indicator 99 methodology a third type of uncertainty must be added. This is the uncertainty whether the model includes all important damages that fall under our definition of the term “Eco”. We have found some impact categories that are probably relevant, but for which we have not been able to find an adequate damage model or sufficient data. Also

217

within some impact categories we have found that there are more damage types than we are able to describe. For instance in climate change we can only model a limited set of all the health problems that can probably be related to this impact category.

This means we have three fundamentally different types of uncertainty:

1. Operational, or data uncertainty, which deals with technical uncertainties in the data. Such uncertainties are relatively simple to document by adding the information on the statistical distribution (e.g. standard deviation).

2. Fundamental, or model uncertainties are caused by unavoidable ethical and thus value based choices. Adding a standard deviation or a range on the calculated figures cannot cover this type of uncertainty.

3. Uncertainty on the completeness cannot be documented at all, except for providing a specification of possibly important, but not included damages.

Operational or data uncertainties In the Eco-indicator 99 it is intended to give quantitative uncertainty estimates for operational uncertainty whenever they are relevant. Some of the sources used include uncertainty analysis in their results.

Fundamental or model uncertainties

Introduction

During the development of this methodology many modelling choices must be made on issues like:

• What shall be included and excluded in the model, • What level of scientific proof is required to accept a theory or hypothesis, • What time frame is taken into account, • Are health problems among young people as serious as health problems among elderly

people, • Are future damages just as serious as damages that occur today or in other words

should there be discounting, • Are potential damages, that could be avoided if proper management is applied, less

serious, or should manageable problems be disregarded (see also Hofstetter12 on “manageability index”).

The basis for making such choices is often rather subjective. This can create serious problems, as in most cases such choices have significant effects on the result.

For instance, if we want to assess the damage caused by carcinogenic substances, we will see that there are 3 groups in the IARC classification. Group 1 contains the substances for which the carcinogenic effects to humans are proven, while group 3 contains only substances which are "not classifiable as to their carcinogenicity to humans". The question of course is, which groups do we take into account. If we follow the precautionary principle, we would include all groups. If we were very pragmatic and we were to believe only in "hard scientific facts", we would probably only take group 1.

THE CONCEPT OF CULTURAL THEORY

Hofstetter12 has analysed the problem of modelling subjectivity thoroughly and he proposes to use the Cultural Theory13 to distinguish five basic value systems.

Thompson derives these value systems by looking at the strength of the relation people have with their group and the degree an individual’s life is circumscribed by externally

218

imposed prescriptions (their “grid”), as shown in Figure A.1. 4. The viable combinations of the position of each individual in this group-grid typology and their cultural bias are called way of life. The assumption is that these viable combinations have a large influence on the value system of individuals and their groups.

Figure A.1. 4: The grid-group dependency of the fiv e archetypes distinguished in Cultural Theory. The Autonomist has no fixed positi on in this figure, because the

Autonomist does not have social relations, and shou ld be seen as floating over the other archetypes. Only the hierarchist, Egalitarian and Individualist perspectives will

be used.

These value systems have been used by several authors in risk perception studies. Experiences show that this distinction is very valuable in explaining people's attitudes. It is important to stress that this theory does not imply there are only five types of people. Almost nobody really conforms to the viewpoints of a single group in a consistent way. People can switch between different attitudes dependent on their context.

We can summarise an interpretation of the most important characteristics of the five archetypes:

1. Individualists, who are both free from strong links to group and grid. In this environment all limits are provisional and subject to negotiation. Although they are relatively free of control by others, they are often engaged in controlling others.

2. Egalitarians, who have a strong link to the group, but a weak link to their grid. In this environment there is no internal role differentiation, relations between group members are often ambiguous and conflicts can occur easily.

3. Hierarchists, who have both a strong link to group and grid. In this environment people are both controlling others and are subject of control by others. This hierarchy creates a high degree of stability in the group.

4. Fatalists, who have a strong link to grid, but not to a group. These people act individually, and are usually controlled by others.

5. Autonomists are assumed to be the relatively small group that escapes the manipulative forces of groups and grids.

There is sufficient evidence to assume that the representatives of the first three archetypes have distinctly different preferences as to modelling choices that have to be made.

219

The last two cannot be used. The Fatalist tends to have no opinion on such preferences, as he is guided by what others say. The Autonomist cannot be captured in any way, as he thinks completely independent.

The real value of the Cultural Theory is that a wide range of basic attitudes and assumptions can be predicted for the three remaining archetypes. From these predictions the perspectives can be used to provide a basis for important modelling choices per archetype. As a result, three different set of value choices, and thus three versions of the damage models can be developed.

The basic attitudes related to the value systems that can be used in Eco-indicator 99 are summarised in Table A.1. 1.

Table A.1. 1: Typical values in the three different perspectives [THOMPSON et al., 1990, taken from [Hofstetter 1998]

Archetypes:

Predictions:

Egalitarian Individualist Hierarchist

Criteria Argument Experience Evidence

Management style Preventive Adaptive Control

Distribution Parity Priority Proportionality

Perception of time Long term dominates short term

Short term dominates long term

Balanced distinction between short and long term

Intergeneration responsibility

Present < future Present > Future Present = future

View of resources Depleting Abundant Scarce

Perception of needs and resources

Can manage needs, but not resources

Can manage needs and resources

Can manage resources, but not needs

Energy future Low growth (radical change now)

Business as usual Middle of the road (technical fix)

Attitude to nature Attentive Laissez-faire Regulatory

Attitude towards humans

Construct Egalitarian society

Channel rather than change

Restrict behaviour

Attitude towards resources

Need reducing strategy Manage needs and resources

Increase resources

Perception (myth) of nature

Nature ephemeral Nature benign Nature perverse/tolerant

Perception of human nature

Born good, malleable Self-seeking Sinful

Attitude towards risk Risk-aversive Risk-seeking Risk-accepting

The use of Cultural Theory has wide implications for the methodology. The most visible effect is that we will not have one model but three versions of the model12:

1. In the Individualist version, we choose to include only proven cause effect relations, when we have the choice we will use the short-term perspective. The preference for proven relationships is the attitude of individualists to consider each limit as negotiable. Of course also an individualist will accept that a limit is not negotiable if sufficient proof is given. Similarly it is not proven that long term effects cannot be corrected by the progress of science and societal developments. For human health issues age-weighting

220

is used, since in the Individualist perspective a person is valued higher at the age between 20 and 40 years.

2. In the Hierarchical version we choose to include facts that are backed up by scientific and political bodies with sufficient recognition. The hierarchical attitude is rather common in the scientific community, and among policy makers.

3. In the Egalitarian version, we consistently use a precautionary principle. We try not to leave anything out and if in doubt we include it, as egalitarians do not accept guidance from internationally accepted scientific or political organisations. Similarly we use the very long time perspective, as egalitarians do not accept that future problems can be avoided. It will be clear that this version is the most comprehensive version, but it also has the largest data uncertainties, as we sometimes have to include data on which consensus is lacking.

As a consequence, we will not have a single score for a material or process, but we will have three scores depending on the perspective. This may seem like a nuisance, but it actually correctly reflects the fact that the judgement of environmental problems is not objective. By presenting three choices, the user can choose the most adequate perspective. Of course it is possible to make an average of the three perspectives. It is even possible to make a weighted average, as there is data on the distribution of people with a certain perspective for many European countries. However, one must be aware that the average has a rather limited meaning. It is the average of fundamentally different views. As a result the uncertainties in the result will become very large, and it will become very difficult to explain the meaning of the result.

PRé Consultants recommends using the Hierarchical version as the default method. The reason for this is that most models work according to consensus building processes, and a balance view of long and short-term perspectives. This means most models implicitly or explicitly based on the Hierarchical perspective.

The other two perspectives can be used as a robustness or sensitivity analysis. If the conclusion drawn from an LCA remains the same, independently of the perspective, we can conclude the result is independent of the perspective and thus on assumptions of time frame, the required level of proof, age weighting etc. If the conclusions change, we can conclude that the answer depends on the perspective. This is also very important information.

CULTURAL THEORY IN THE FINAL WEIGHTING

So far the use of Cultural Theory in the damage models was discussed. The concept of Cultural Theory was also used in the damage assessment phase. Earlier experiences14 show that the behaviour of each panel is very much determined by the basic value system a person is using. In order to analyse the influence of the perspectives, we included a number of standard questions that should reveal the perspective each respondent adhered to while answering the questions. Although the sample size was rather small statistical significant differences were found between the weights given by respondents and the perspective they seemed to adhere to Mettier11. However, due to the small sample sizes it is recommended to use the averaged weighting factors. Only in the sensitivity analysis as described above it is recommended to use the weights per perspective.

Uncertainty due to incompleteness of the model The ambition of the Eco-Indicator 99 project was to develop the damage models for all relevant effects that can contribute to the three damage categories, but that task can never be completely finished. Mechanisms that could no (yet) be modelled had to be left out. The problem is that, as they cannot be modelled, it is difficult to state how important these omissions are, although it is possible to get an impression sometimes. Of course the importance depends also on the application. For instance the lack of a damage model for phosphate in water is much more important for an LCA of detergents than for an LCA on transport systems.

221

As the three perspectives have different criteria for inclusion of the damage mechanisms, not all perspectives would include all models, even if they were available. The table below gives some examples of damage models that are missing or yet incomplete. ‘Relevance’ indicates the probability that exclusion of a damage mechanism can lead to distorted results in an average LCA. A plus indicates whether the exclusion of a specific effect can cause a distortion of the results. Again this list is just intended to give some examples.

Table A.1. 2: Some examples of missing damage model s and the expected relevance. Not all perspectives would consider inclusion of th ese models relevant. Egalitarians

would not exclude anything. Individualists would on ly include models for which sufficient proof is available that there is indeed a significant effect of damage.

Hierarchists would exclude damages that can easily be avoided if proper management is applied.

Relevance

Human Health

Effect of Noise +

Other toxic effects from heavy metals and persistent organics. +

Effects on hormonal systems (Endocrine disrupters) ?

Effects on the immune system from increased UV ?

Other diseases from climate change ?

Ecosystem Quality

Phosphate in aquatic systems +

Effect of climate change and increased UV on plants +

Effect of increased ozone levels on plants +

Effects on higher animals ?

Effects on other ecosystem functions besides the species diversity

?

Resources

Silvicultural resources ?

Other minerals ?

Effect on other resource parameters besides surplus energy ?

Fate analysis for mass loads

Description of the problem An important feature of the inventory result is the lack of spatial and temporal information. The inventory result of an LCA only specifies a mass, without specifying where, and with what rate this mass is released*.

Lead emissions that occur in the raw material extraction phase are added to lead emissions that occur from electricity generation (in a usually large number of power plants). Next they are added to emissions from leachates from future decomposition of the products in many

* For ionising radiation, the unit of becquerel is meant here, for land-use the unit is area times time, but in order to keep the text readable, the case of mass is described.

222

landfills over hundred or more years. This means we only know the total quantity of an emission, without knowing when and where the emissions occur and what the concentrations in the environment are.

This lack of information on concentrations is a major obstacle in damage modelling, as damages are not caused by releases (expressed as a mass unit), but by concentrations, or in a marginal model, changes in concentrations. A procedure is needed to convert discrete releases (in mass units) into concentrations.

Fate models There are numerous models available to establish a relation between a flow of a substance and a concentration. These models are called Fate models, as they model the fate of a substance. This is important as substances degrade, or are transferred to areas that can be regarded as sinks. A sink is a place that can be seen as a final destination.

As all substances ultimately disappear from the environment, a steady state concentration can only be related to a flow, and not to a discrete mass release. The problem with most fate models is that it is difficult to model dynamic situations. Basically they are designed as steady state models that can be used to calculate the steady state concentration as a result of a steady state emission.

Even with fate models that calculate dynamic changes, there is still a problem, as the inventory result does not contain information on the shape of a pulsed release. Suppose a factory makes 1000 electric razors per hour, and has an emission rate of 1 kg per hour of a certain substance. If the effects of a single razor are to be modelled, it is permitted to say that one razor produces an emission of 1 kg during 3,6 seconds, but one could also state it produces a flow of 1 gram per hour, or 1/24 grams per day. The problem becomes even more complicated if the emissions from the other life cycle stages are added, such as the intermittent electricity use every morning, or the steady flow of emissions from a land-fill after disposal.

Clearly, a solution is needed for this fundamental so-called flux-pulse problem.

The flux-pulse problem When we make an LCA of an electric razor that is to be produced next year, we can assume that the emissions from the mining process have already occurred, while the emissions during use will occur in the next ten to twenty years. The emissions from disposal, especially if the razor is put in a landfill, will probably occur in the next century. This is shown in Figure A.1. 5.

Figure A.1. 5: General representation of the flows from a life cycle

It is meaningless to determine the actual flows to the environment from this razor, as it is impossible to know where and when they take place. For instance we can assume that the razor creates a pulse as large as the total emission from the factory during a second, or that the production of a razor results in an emission pulse that is one thousands of the total emission during 1000 seconds. Both assumptions are correct, but would lead to completely different pulses.

223

Figure A.1. 6: Transient concentration from a pulse

A mass loading will only cause a temporary increase of the concentration, as all substances in the environment will be degraded, immobilised permanently or diluted to natural background concentrations sooner or later. Although we cannot model the real flow into the environment, we can assume the mass specified in the inventory table will be released in the form of a pulse. The product of flow and time period is equal to the mass. In

Figure A.1. 6 a possible transient response of the pulse is plotted.

The fate models used here can only calculate steady state concentrations from a steady state flow. This means we cannot calculate the transient increase. Instead we have to find another solution. This solution can be described in both a practical as a more mathematical way. We shall use both explanations.

It is estimated that there are at least many millions of different mass-produced product designs in the world. Many of these designs are mass produced. This means there must be billions to trillions of individual product life cycles taking place now. All these product life cycles contribute to a more or less steady state flow of substances into the environment.

Let us simplify this situation and split up the world production into three types of product groups, each type representing 2 million product designs. Suppose that for each of the three main product groups, one generic life cycle is operational. The three product groups emit flows at different times and at different magnitudes. Since those three product life cycles represent the total world production, the combined effect is in reality more or less a steady state flow. This can be illustrated by Figure A.1. 7, which shows the steady state concentration that is the result of the steady state flow of all the products in the three product groups. Furthermore it shows which product is responsible for which part of the concentration.

Figure A.1. 7: A constant flow caused by three fict ional product life cycles

As in LCA we disregard the information on when an emission occurs, this figure can also be presented in an alternative way, as in Figure A.1. 8.

224

Figure A.1. 8: Alternative representation of the fl ows from three product life cycles.

In this presentation we have the same steady state concentration, but it is allocated in a different way to the three product groups. We may do this, as all the fate models and the following damage models are in principle linear. It is important to state that we do not assume the concentration “pulse” caused by product 1 has the actual shape as presented in figure 3.4. The “pulse” depicted here is the result of rearranging all the small pulses a product produces over its lifetime. The “pulse” is the result of an allocation procedure.

The advantage of working with this allocation procedure is that now we can say that a mass load will be held responsible for a certain steady state during a certain time. This can be done for the large mass loadings resulting from one of three main product groups, but also for an individual product, which is a small part of this total group of product. The fate model links the mass to the product of pulse height and pulse length. Again as all models are linear, it is not necessary to know the duration or the pulse height. Only the product of pulse height and duration is important.

Having developed this principle for the concentration, we can also develop the same concept for the damages. All damage models link a steady state concentration to a steady state damage. As a mass loading can only be held responsible for a temporary concentration, it can also be held responsible for a certain amount of damage during a certain period of time.

In algebraic terms we can describe the model with the simple equation:

F= M/T = a*A*PEC

with:

F flow [kg/yr]

M mass [kg]

T time [yr]

a model constant, determined through EUSES [m/yr]

A Area [m²]

PEC predicted environmental concentration [kg/m³ ]

The equation can easily be adapted by multiplying the left and right hand side with T:

M = a*PEC*A*T

225

The mass is causing a concentration over an area over a certain time. As the damage is proportional to concentration, we can say a mass is causing a damage over a certain area, during a certain time.

Fate models Different fate models are used for different substances. Substances with carcinogenic effects and substances with ecotoxicological effects are modelled with EUSES15, substances that cause respiratory effects are modelled with atmospheric deposition models and empirical observations, etc. For more detailed information, we refer to the complete Eco-Indicator 99 methodology reportError! Bookmark not defined. .

Human Health

Description of the damage category The World Health Organisation defines health in a very comprehensive way: Human health is "a state of complete physical, mental and social well being, and not merely the absence of disease or infirmity".

Further WHO states that environmental health (of humans) "includes both the direct pathochemical effects of chemicals, radiation and some biological agents, and the effects (often indirect) on health and well-being of the broad physical, psychological, social and aesthetic environment, which includes housing, urban development, land-use and transport”.

In LCA we can only deal with some of these aspects:

• LCA only accounts for anthropogenic emissions in air, water and soil, thus excluding unhealthy conditions at workplaces and homes, traffic accidents, drinking or smoking.

• LCA also does not deal with health problems caused by natural disasters, climate, micro-organisms or volcanic eruptions.

• LCA in general does not address economical aspects [ISO14040, p.4]; thus the consequences of low income are not taken into account.

• All other aspects of welfare apart from absence of disease.

These limitations in the scope of an LCA require us to define the damage category Human Health much more restrictive than the WHO does. Human health means the absence of premature death, sickness or irritations caused by emissions from industrial and agricultural processes to air, water and soil.

The concept of DALYs If we want to quantify the damage category Human Health, it is important to find a scale to measure health of a population.

There are several factors that should be included:

• The number of individuals affected by the problem. • The time humans suffer from the limitation, or the lifetime lost by premature death. • The severity of the health problem, ranging from premature death to irritation.

On the international level, a single indicator to quantify the total burden of disease was developed by Murray for the Global Burden of Disease study, collaboratively undertaken by the World Bank and the World Health Organisation. It is intended to be used in health economics as an objective tool to allocate money to health care16.

226

This health-indicator, expressed as the number of Disability-Adjusted Life Years (DALYs), measures the total amount of ill health, due to disability and premature death, attributable to specific diseases and injuries. The DALY concept thus compares time lived with disability (YLD: Years Lived Disabled) and time lost due to premature mortality (YLL: Years of Life Lost). Health is simply added across individuals. That is, two people each losing 10 years of disability-free life are treated as the same loss as one person losing 20 years5.

Discussion on DALYs in the Eco-indicator 99

Introduction Not everyone appreciates the ethical dimension of health status indicators. However, most choices in allocating resources in health care deal with a number of variables and are the implicit choices of decision makers. The intention of the designers of the Eco-indicator 99 is to provide an integrative, comprehensive methodology to make explicit choices that are open for debate and public scrutiny.

In the Eco-indicator 99 methodology the DALY quantification method for the damage category Human Health is used to value the different disabilities caused by environmental impacts. The health scale is used to estimate DALYs due to disease caused by environmental conditions.

Some adjustments of the complete method have been made by Hofstetter12 who revised the DALY method in the light of cultural theory for use in LCA. According to him, the lack of time information in LCA sensu stricto compels us to refrain from discounting future health states.

Age weighting is included only in the perspective of the Individualist. It is assumed that Individualists assign greater importance to being healthy at younger years than the group-bounded Egalitarians and Hierarchists. In Table A.1. 3 the characteristics for each perspective are demonstrated.

Table A.1. 3: Characteristics of the DALY-concept a ccording to the three cultural perspectives.

Discounting Age-weighting Egalitarian No No Hierarchist No No Individualist No Yes

THE TECHNICAL BASIS FOR DALYs

The following text is derived from Murray et al. 5,17,18.

The DALY concept is based on several principles:

• To the extent possible, any health outcome that represents a loss of welfare should be included in an indicator of health status. This concurs with the WHO definition of health.

• Individual characteristics affected by a health outcome that should be considered in calculating the associated burden of disease, should be restricted to age and sex. This means that only distinctions between individuals are made based on these two variables.

• Treating like health outcome alike. This means that, for example, the premature death of a 40 year old woman expressed in DALYs should always be the same regardless of her social position and living conditions.

• The unit of measure is time. The use of the general measure of time provides a simple and intuitive method to combine the time lived with disability, with the time lost due to premature mortality.

227

According to Murray17,18, four key social preferences or values must be incorporated into the indicator of burden of disease "DALY":

• Duration of time lost due to premature death

Duration of time lost due to a death at each age, which is used to measure years of life lost due to premature mortality. This measurement requires defining the potential limit of life; in the case of DALYs, standard years of life lost are used. The potential limit of life expresses an ideal situation and therefore the standard has been chosen to match the highest national life expectancy observed, which is that of Japanese women (82 years).

For a specific standard, the expectations are based on a model life-table (West Level 26), which has a life expectancy at birth for females of 82.5. The potential life expectancy at birth for males has been set at 80. According to Murray et al.5, a sex distinction is made because of the, scientifically established, biological difference between men and women. A sex distinction can only be applied if the statistics are specific enough about this.

• Non-fatal health outcomes

Disability weights or degrees of incapacity or suffering associated with different non-fatal conditions are necessary to make comparisons across diseases and for comparing time lived with a disability with time lost due to premature mortality.

Table A.1. 4: Revised disability classes for the Gl obal Burden of Disease Study [MURRAY ET AL 1996]

Severity weights Indicator conditions

1 0.00-0.02 Vitiligo on face, weight-for-height less than 2 SDs

2 0.02-0.12 Watery diarrhoea, severe sore throat, severe anaemia

3 0.12-0.24 Radius fracture in a stiff cast, infertility, erectile dysfunction, rheumatoid arthritis, angina

4 0.24-0.36 Below-the-knee amputation, deafness

5 0.36-0.50 Rectovaginal fistula, mild mental retardation, Down syndrome

6 0.50-0.70 Unipolar major depression, blindness, paraplegia

7 0.70-1.00 Active psychosis, dementia, severe migraine, quadriplegia

Disability weighting was done for 22 indicator conditions by estimating the extent of loss of physical functioning associated with a certain indicator condition. Based on these weights seven disability classes were formed. Subsequently, a group of independent experts established weights, ranging from 0 (perfect health) to 1 (death), for 100 indicator conditions. The disability classes were adjusted according to this detailed estimate (see Table A.1. 4). Sensitivity analysis showed that changes up to 0.1 in the specific weights of class 3 through 6 have only a minor effect on the estimated total DALYs by cause. Class 1 and 2 however are more sensitive to changes.

• Time preference

Time preference is the value of health gains today compared to the value attached to health gains in the future (in standard economic theory, the latter is assumed to be lower than the former). It is standard practice in economic appraisal of projects to use the discount rate to discount benefits in the future. The process of discounting future benefits converts them into net present-value terms. The discount rate used in the DALY formula is 3 percent.

Time discounting is not used however in the Eco-Indicator 99 method, as there is very little information on the time an impact occurs in the LCA framework. In the Eco-indicator 99 calculations the 0 discounting is indicated by the first zero in DALYs (0,0).

228

• Social value of the time lived at different ages

In all societies social roles vary with age. The young, and often the elderly, depend on the rest of society for support. Therefore the DALY concept includes age-weights, which indicate the relative importance of healthy life at different ages. The age weights used in the World Bank report rise from birth until age 25 and decline slowly thereafter (see Figure A.1. 9).

Figure A.1. 9: The age-weight function

Age weighting is only applied in the Individualist perspective. Age weighting is indicated in the Eco-indicator 99 calculations by the second number in DALYs (0,1), whereas calculations without age-weighting are referred to as DALYs (0,0).

Damage models Models have been developed for the following causes of damage to Human Health:

• Carcinogenic substances; • Respiratory effects; • Climate change; • Ionising radiation; • Ozone layer depletion.

For each of the above, the emission of the substances in question caused by one functional unit is expressed in DALYs through four sub steps:

• Fate analysis, linking an emission (expressed as mass) to a temporary change in concentration;

• Exposure analysis, linking this temporary concentration to a dose; • Effect analysis, linking the dose to a number of health effects, like the number and types

of cancers; • Damage analysis, linking health effects to DALYs, using estimates of the number of

Years Lived Disabled (YLD) and Years of Life Lost (YLL).

Impact categories which are not included in the Eco-Indicator 99 are non-carcinogenic effects caused by heavy metals, toxic effects from many substances, noise, … (see also Table A.1. 2).

It would lead us too far to discuss the structure of the models in this annex, therefore we refer to the Eco-Indicator 99 methodology reportError! Bookmark not defined. for a detailed explanation of the methodology.

229

Ecosystem Quality

Description of the damage category Ecosystems are heterogeneous and very complex to monitor. There are a number of treaties and declarations (UNCED, UNEP, Council of Europe) that list attributes that are important to mankind, such as: biodiversity, aesthetic and cultural values, ecological functions and services, ecological resources and information functions (in genes).

One way to describe Ecosystem Quality is in terms of energy, matter and information flows. If we want to characterise Ecosystem Quality in terms of these flows, we could say that a high Ecosystem Quality is the condition in which the flows are not noticeably disrupted by anthropogenic activities. In contrast, a low Ecosystem Quality is the condition in which these flows are disrupted by anthropogenic activities. The level of disruption is thus the most important parameter to monitor Ecosystem Quality.

To complicate things further these flows can exist on many different levels. For instance the information flow can be described on the level of ecosystems, species and genes. The material and energy flow can be described in terms of free biomass production19.

It is clear we cannot model all these attributes on all these levels and dimensions. For our purpose, we concentrate on the information flow, on the species level. This means we assume the diversity of species is an adequate representative for the quality of ecosystems.

Reversible damages Practically all species groups can be affected by anthropogenic influence. It is impossible to monitor them all. It was necessary to choose the species groups that can be used as an appropriate representative for the total Ecosystem Quality. Furthermore it was important to choose between:

1. The complete and irreversible extinction of species. 2. The reversible or irreversible disappearance or stress on a species in a certain region

during a certain time.

Although the first type of damage is probably the most fundamental damage to ecosystems, it is extremely difficult to model in the LCA context, since it requires information on the exact location of the last representatives of a species in relation to the location of an impact. In fact we can assume that complete extinction usually occurs as a result of many different factors. This means no single product life cycle causes the extinction, but all the product life cycles together are responsible for the full extinction.

In the second option we assume the damage caused by a product life cycle results in a temporary stress on ecosystems. This stress can be one of the factors that result in a full extinction of a species, but we do not know. The stress caused by a product life cycle is temporary as long as a functional unit is used with a limited time perspective. Such an LCA results in emissions that are expressed as a mass loading and a temporary occupation of an area. Even if habitats are destructed by land conversions we assume this damage will be restored.

The damage to Ecosystem Quality now can be expressed as: the relative decrease of the number of species (fraction)* area * time

230

Modelling the effect on species groups The crucial parameter in the model for Ecosystem Quality is the parameter that represents the effect on a species group. Unfortunately it was not possible to find a uniform parameter for this purpose, such as the DALY for Human Health. Two different expressions are used:

• For toxicity the PAF, the Potentially Affected Fraction of species is used. The PAF is used to express the effect on (mostly lower) organisms that live in water and soil, such as fish, crustaceans, algae, worms, nematodes, micro-organisms and several plant species. The PAF can be interpreted as the fraction of species that is exposed to a concentration equal to or higher than the No Observed Effect Concentration (NOEC). It is a measure for toxic stress, and in fact not a real damage, as defined here.

• For acidification, eutrophication and land-use the PDF of species, the Potentially Disappeared Fraction is used. The PDF is used to express the effects on vascular plant populations in an area. The PDF can be interpreted as the fraction of species that has a high probability of no occurrence in a region due to unfavourable conditions. The PDF is based on the POO, the Probability Of Occurrence. The PDF is in fact represented by 1-POO. This means the fraction of species that does not occur can also be described as the fraction of the species that has disappeared. For this project the PDF concept is also used for land-use.

This means there is no uniform damage unit for the damage category Ecosystem Quality, as there is in the damage category Human Health. There are two problems:

1. We use different species groups as representatives for the total ecosystem: vascular plants for acidification, eutrophication and land-use and a broad range of (mostly lower) aquatic and benthic organisms for toxic effects.

2. We use different levels to determine the effects, the level at which species are affected and the level at which species disappear.

The reasons for modelling damage for different impacts on different species groups are as follows:

• The different impacts are based on separate models. For each model the relation between a specific impact and an effect on the species level is described in a different way, providing the best scientific basis for that specific dose-response relationship.

• For toxic effects in soil and water, the relation between the diversity of aquatic and benthic species and the NOEC derived from laboratory testing is at present the best scientific basis to translate from emissions to toxic effects on the ecosystem level.

• For land-use, acidification and eutrophication the observed occurrence of vascular plants derived from field monitoring is at present the best scientific basis to determine the relation between impact and damage.

Modelling the effect on higher organisms, such as birds and mammals or reptiles is even more difficult, as the species migrate, have complex food patterns, as they are usually at the end of the food chain.

Perhaps most importantly, these species are all very different in their response to stresses and therefore it is hard to treat them as a group. We assume that the occurrence and health of a selection of aquatic and benthic species and vascular plants, which are usually essential providers for adequate food supply and other habitat characteristics, are a good indicator for the health and occurrence of the higher species.

The reasons for differentiating between potentially affected and disappeared fractions is partially pragmatic: the different models have different results, and partially fundamental :

• In ecotoxicity the NOEC is widely in use to determine the toxic effect. Alternative measures are the Lethal Concentrations, such as LC50 or LC5. These are concentration levels at which 50 or 5% of the population has died. A problem with the LC values is that lower species can rather easily adapt to higher toxic stress levels. This means the laboratory test used to determine LC values are difficult to translate to conditions in the

231

field, where long-term exposure is dominant. Not enough information from field observations is available to use real observed damage that can be related to the disappearance of these species.

• It is difficult to establish a measure at which we can say a vascular plant is affected by a certain condition. It is much easier to determine if a species has disappeared or simply cannot exist under measurable field conditions.

Combining PAF and PDF As PAF and PDF are very different, we cannot simply add damage expressed as PAF and PDF. The fact that different species pools are used is acceptable when we assume all species have equal importance. This means we assume an orchid species is just as important as a fish, algae or nematode.

The biggest problem is the difference between the level at which species become affected and at which level they disappear. In paragraph 0 an attempt is made to develop a conversion factor.

The damage to Ecosystem Quality will thus be expressed as PDF*area*time [PDF.m².yr].

One additional complication arises in the model for eutrophication and acidification. For eutrophication and acidification we will see that this assumption of equality among species is not always justified. This is because eutrophication and acidification do not always decrease the number of species, but they merely shift the species composition. In fact eutrophication will very often tend to increase the number of species. In that case we still consider eutrophication to be damaging, as very often rare and unique species will be replaced by common species. In other words, for acidification and eutrophication the reference will not be the percentage of species, but the percentage of “target” species.

Table A.1. 5 summarises the approaches.

Table A.1. 5 : Differences between damage units of impact categories

Species Damage unit Definition of “threatened”

Assumption on equality among species

Ecotoxicity Several species PAF*m² *yr Toxic stress (above NOEC)

All organisms equal

Acidification Vascular plants PDF*m² *yr Probability of disappearance

Only target species included

Eutrophication Vascular plants PDF*m² *yr Probability of disappearance

Only target species included

Land use Vascular plants PDF*m² *yr Probability of disappearance

All vascular plants equal

These differences show that the damage category Ecosystem Quality is not as homogenous as the other damage categories. As a result we are introducing a considerable uncertainty when these impact categories are combined to a total indicator for Ecosystem Quality.

Conversion factor for PAF and PDF There are basically two different definitions of the damage to ecosystems:

1. Toxic stress, expressed as Potentially Affected Fraction of species (PAF) 2. The disappearance of plant species, expressed as the Potentially disappeared Fraction

(PDF)

232

The question is if, and how, PAF and PDF can be combined. The solution for this problem as proposed here is an intermediate one, as there is not enough scientific information to make such a combination in an elegant way.

Combining the effects of land-use and eutrophication/acidification is relatively straightforward, as both measures of damage express the relative number of (target) vascular plant species that will disappear on a certain area. Apart from this similarity, there are also a number of differences:

• In eutrophication/acidification modelling, a plant species is considered to have been disappeared if the PDF was higher than 97.5% (the probability of occurrence was less than 2,5%). In the case of land-use, no such data is available. The disappearance is determined by using empirical data, and not by using models.

• In land-use modelling, no difference between target and other species is made, but also the definition of disappearance of species is practically the same.

In spite of these differences, it seems reasonable to combine the damage from land-use and acidification/eutrophication directly.

The combination of toxic pressure on a broad range of (mostly lower) organisms and the potentially disappeared fraction of plant species is very difficult for a number of reasons:

• The selected species groups for the calculation of toxic pressure play a different role in ecosystems than plants. It is unclear if we can give the same value to the disappearance of 10% of the vascular plant species, as to the disappearance of 10 of the selected species groups for PAF calculation.

• Toxic pressure (based on NOECs) does not represent real damage, as even at a very high PAF only a small number of species (if any) may disappear completely.

The first point is a valuation problem. For the time being we propose to treat both cases equal.

The second point seems a mere scaling problem. For instance if the PAF curves would have been based on LC50 values, instead of NOECs, a damage expressed in PAF would have a closer similarity to the potentially disappeared fraction of plant species. A PAF based on LC50 expresses real damage, since an LC50 means 50% of the population has died. Although it is difficult to make general statements about the relation between NOECs and LC50 values, the following table, compiled from a random selection of examples, suggests that the PAF curve based on a LC50 values would be positioned at a concentration level that is 5 times the original PAF.

Table A.1. 6 : Selection of NOEC and LC50 toxicity data for several toxic substances

Substance Selection LC50 / NOEC

Number of tests*

Benzene all data on aquatic species 1.7 36

Toluene all data on aquatic species 4 28

Naphthalene all data on aquatic species 1.7 17

Cadmium data on crustaceans 2.8 17

all data on aquatic species 4.9 47

Mercury data on crustaceans 17 19

Nickel all data on aquatic species 3.0 15

233

PCP all data on aquatic species 4.6 62

Fluoranthene all data on aquatic species 4.3 31

Average 4.9

A PAFLC50 of 50% could be interpreted as the situation in which for 50% of the species the population is halved. An average PAFLC50 for all species means that for 50% of the species 50% has died, resulting in a total of 25% loss of individual organisms. When we consider the meaning of a PAFLC50, we could expect a relation between the effects on the population size (more than 50% of the population has died) and the number of species that have merely disappeared.

Knowing this relation cannot be proven, PRé Consultants postulates that a PAFLC50 of 50% means that 25% of the species have almost completely disappeared. In general terms, a PAFLC50 value of x% indicates that x/2% of the species have disappeared.

Combining these two postulates, it is proposed to divide the PAF results by a factor 10, before they can be added to the damages from eutrophication/acidification and land-use. As a result: PDF=PAF/10

An uncertainty estimate is difficult to make, because most of the uncertainties are not related to data uncertainties, but to conceptual uncertainties. Cultural perspectives are not useful here.

Damage models Models have been developed for the following causes of damage to Ecosystem Quality:

• Ecotoxic substances; • Acidification and eutrophication by airborne emissions; • Land-use;

For ecosystem health two different approaches are used to calculate the impact in [PDF*m²*yr]:

a) Toxic emissions and emissions that change acidity and nutrients levels go through the procedure of:

i) Fate analysis, linking emissions to concentrations

ii) Effect analysis, linking concentrations to toxic stress or increased nutrient or acidity levels.

iii) Damage analysis. Linking these effects to the increased potentially disappeared fraction for plants.

b) Land-use and land transformation is modelled on the basis of empirical data on the quality of ecosystems, as a function of the land-use type and the area size.

Until now models that would express the damage caused by climate change, increased UV radiation, Photochemical Smog and Changes in the groundwater table in terms of PDF or PAF, have not been found (see also Table A.1. 2).

It would lead us too far to discuss the structure of the models in this annex, therefor we refer to the Eco-Indicator 99 methodology reportError! Bookmark not defined. for a detailed explanation of the methodology.

234

Resources

Description of the problem The damage category Resources is new to the Eco-indicator methodology. Unlike the damage categories Human Health (DALY) and Ecosystem Quality (Biodiversity), we have not found an internationally accepted standard to express the damage to Resources. A new concept had to be developed. Before damages can be calculated, it is necessary to analyse the meaning of “damage to Resources”.

The first part of the model, the “Resource Analysis” can be compared with a kind of inverse fate modelling where the decrease in resource concentration due to extractions is modelled. The second part is the actual damage model, where decreased concentrations are translated into the concept of surplus energy.

There are different ways to group resources:

• Mineral resources, like metals • Bulk materials, such as sand, gravel and lime • Energy resources, such as fossil fuels • Flow resources, such as solar energy, hydropower etc. • Environmental resources, like soil, water and air • Biotic resources, such as biodiversity and silvicultural products (wood, fish, etc.)

This rather wide definition of resources partially overlaps with the other damage categories, especially in the field of environmental resources. The availability of clean water and air as well as biodiversity are covered in the other damage categories. In the Eco-indicator 99 methodology we only model mineral resources and fossil fuels. The use of agricultural and silvicultural biotic resources and the mining of bulk resources such as sand or gravel are considered to be adequately covered by the effects on land-use.

In general there are three important problems when resource depletion is described:

• The stock size (or in the case of flow resources: the supply rate) is very much dependent on the effort mankind would like to make to get a resource. As will be shown later, we cannot determine the stock size or the maximum flow of most resources without specification of the efforts to extract the resource.

• To some extent, most resources can be substituted by other resources. Even between the categories of resources substitution is often possible (replace steel by wood). Because of this it is difficult to determine the essential property of a resource, and thus why depletion of such a resource would be a problem. The essential property determines the primary function the resource has to mankind. Usually this is an economic function.

• Some resources are not really used in the sense that they disappear after use. In principle all minerals stay on earth, and can theoretically be recycled. This is not the case for fossil fuels. Although they do not disappear, their useful essential property is lost. Following Müller-Wenk20 we distinguish dissipative and non-dissipative use of resources.

Description of the damage category Resources

After this critical analysis, a number of requirements for the method that deals with mineral resources and fossil fuels can be defined:

1. The method should not be based on the estimated quantity of the remaining stocks, as it is impossible to determine quantity without defining the quality requirements for the resource. This means that not the quantity of the resource is the limiting factor, but the quality.

235

2. The method should not be based directly on speculative future scenarios, as these are impossible to predict in a meaningful way. Of course it is impossible to avoid looking in the future when we discuss damage to the resource base.

3. The method should reflect the “real” reason why mankind is worried about the depletion of mineral resources and fossil fuels.

PRé Consultants proposes a method that only takes into account the long-term trends of lowering resource quality.

The primary assumption in this method is that if the resource quality is reduced, the effort to extract the remaining resource increases. Plain market forces will ensure that mankind always exploits the resources with the highest quality. This means each time a kg of a resource is used, the quality of the remaining resources is slightly decreased and thus the effort to extract the remaining resources is increased. This decrease of quality and thus increase of future effort is used to express the damage to Resources.

A complicating factor in the modelling of decreasing quality of our resources, is the fact that the geological processes leading to mineral and fossil resources are completely different. Mineral resource formation started through a series of very complex processes from the early stages of the formation of the earth. Fossil resources formation occurred through a series of much better understood processes in a much more recent period in history, “only” half a billion year ago. Because of this difference, we will treat the resource analysis of mineral and fossil resources separately:

• For mineral resources (including uranium), the most important quality parameter is the concentration. The lower the concentration, the greater the effort to extract the resource.

• For fossil fuels the concentration parameter is not really useful. Instead we will use the necessary “effort” to extract the resource.

The proposal has some weak points:

• The assumption that there will be no sudden and discontinuous changes in the gradual decrease of resource quality. Geostatistical models indicate that such sudden decreases in mineral resource grades are unlikely. However in the case of oil and gas some abrupt changes are to be expected.

• All mineral resources are considered to be of equal importance to mankind. We do not take into account that it would perhaps be more useful to mankind to conserve copper instead of mercury, or the other way around .

• The possibilities of substitution of a mineral by another are not taken into account. Likewise, the possibilities of future recycling of minerals which are used in a non dissipative way are excluded. Of course in a proper LCA, the recycling rate of a particular product is included, but one could argue that it is a more serious matter if copper is dispersed as a fungicide in wine fields or “stored” as copper tubes on a landfill. In the later case future reclamation may become possible, in the first case this seems highly unlikely.

On the other hand there are some important strong points:

1. The model is not directly dependent on estimates of future annual consumption, which will be very much influenced by recycling, substitution and other economic changes, and the model is also not dependent on the public communications of mining companies on their prospecting results.

2. The expected increase in the effort to extract resources seems to reflect a real concern of mankind.

236

Resource analysis, using geostatistical models Geostatistical models can be used to analyse the relation between availability and quality of minerals and fossil fuels. This step could be described as “resource analysis” in analogy with the fate analysis. Instead of modelling an increase of a concentration resulting from an emission, we model the “decrease” of a concentration as a result of an extraction.

The explanation of the procedure would lead us too far, so for more information we refer to the full methodology report.

Damage to Resources caused by depletion of minerals and fossil fuels

Unlike the damage categories Human Health and Ecosystem Quality a more or less accepted unit to express damages to Resources was not found. If the resource quality decreases, economic factors and environmental burdens associated with mining low grade ores will become the real problem. The latter includes the land-use for the mining operation and the amount of energy to extract the resource from the low-grade ore. The availability of land and energy could thus form the real limitations and land-use and energy use will probably be the most important factors. This is the basis for the proposal of Blonk21.

When we look at alternative energy resources, another additional option is to translate increased energy consumption into increased future land use, as most non-fossil energy sources use a relatively large area. Ros22 proposes some land-use values for the most important solar and wind based technologies.

Müller-Wenk20 follows this line of thought. However, instead of land use, he uses the concept of surplus energy. The surplus energy is defined as the difference between the energy needed to extract a resource now and at some point in the future. He calculates the future surplus energy at Q*N, in which Q represents the total amount that has been extracted by mankind before 1990 and N represents the number of times this amount is extracted. Müller-Wenk uses N=5 and N=10.

The choice of the factor 5 for the Eco-Indicator 99 method is arbitrary. PRé Consultants could also have selected the point on the damage curve at 10*Q or 2*Q, as the damage curve is assumed to be linear. The consequence of this arbitrary choice is that the absolute value of the surplus energy has no significance. The only purpose of the surplus energy concept is to have a relative measure for the damage the depletion of a mineral or fossil resources creates. In a way the surplus energy is used as a characterisation method, since the choice of N is only used as a reference.

As we will see later in the damage assessment, the lack of absolute meaning of the damage to Resources does create some problems in the presentation of questions to the panel.

Surplus energy for minerals Chapman and Roberts10 analyse the relation between energy use and the lowering of ore grades for the most common minerals. Chapman states there are three effects:

1. The amount of energy needed to change the chemical bonds in which the mineral is found is by definition constant. It is not possible to reduce this energy requirement by efficiency improvements or technological developments.

2. The energy requirements needed to extract, grind and purify an ore goes up as the grade goes down.

3. The energy requirements needed to extract, grind and purify an ore goes down with efficiency increases and technological developments.

237

Chapman shows convincingly that until now the 3rd mechanism is stronger than the second. This means that although the grade of all ores decreases, historically the energy requirements also decrease. Chapman shows that this trend will continue many decades from now. In the case of copper we can extract about 100 times more than mankind has done so far before the actual energy requirements get higher than the present values. For most other metals the situation is even better.

Future efficiency increases are not taken into account in LCA. This is consistent with the other damage models. For instance we do not take into account the possibility that the treatment methods of cancer will be improved, when we look at long term exposure. It is also common practice in LCA not to take possible remediation technologies into account.

Surplus energy for fossil fuels In the case of fossil fuels we need to discuss two specific problems:

1. The discontinuous or stepwise character of the quality decrease for fossil resources. 2. The possibility of substitution between fossil resources.

In the case of minerals, we could assume that the decrease of mineral resource concentrations is almost a straight and continuous line. In the case of oil and gas extraction, we are faced with the problem that the extraction will cause rather abrupt steps in the resource quality, when the marginal production of oil and gas switches from conventional to unconventional resources.

In an annex to his earlier report, Müller-Wenk23 calculated surplus energy for minerals at a time when the extraction has reached a quantity equal to 5 times the historical extraction before 1990 (5*Q).

For fossil fuels he demonstrates that at a similar point (5*Q0), there will be no gas and oil, but only coal, shale and tar sands.

In mineral resource analysis we did not take substitution between resources into account, as the possibilities for substitution are dependent on future changes in demand and technology development. In the case of fossil fuels the possibility for substitution is much more logical to assume, as all the fossil fuels share the same essential property, that is that they supply energy. It is even possible to produce an oil replacement from coal. This is in contrast with the case of minerals: we cannot say that mercury and iron have the same essential properties. Again we have two alternatives here:

a) We assume full substitution, and argue that the future energy mix will be a combination of oil and shale, possibly including the need to convert some coal to a liquid oil replacement for transport equipment. As a result we will calculate a single score for surplus energy, per MJ of fossil energy, independent of the source of energy.

b) We do not assume full substitution, and assume unconventional gas and oil or shale will replace conventional gas and oil, while coal will basically be extracted as it is now. As a result the extraction of coal will be seen as having a low surplus energy, while the extraction of oil and gas will get a high surplus energy score.

In case we assume full substitution, we are faced with the problem that we will have to assume a future fuel mix, as without such a mix, it is not possible to calculate the future surplus energy.

Müller-Wenk argues that it is fair to assume that, in the case of substitution, about 50% of the fuel will be a liquid, as such fuels are easy to handle and transport. He also shows that coal liquefaction is very energy intensive; about 50% of the energy produced is lost. He therefore argues that it is not likely that in a future energy mix coal will be converted on a large scale. As a result, coal will have a share of less than 50%. Therefore he proposes to assume an energy mix of 50% shale, and 50% coal. He also assumes that coal mining will be mainly practised in a mode that has the same approximate energy requirements as

238

underground mining of hard coal or mining of lignite. Müller-Wenk does not include the foreseen increase of alternative energy sources within this future energy mix.

The role of cultural perspectives Resource depletion is a typical subject in which cultural perspectives can lead to different approaches. Table A.1. 1 (see before) summarises the most relevant views of the three archetypes.

The most direct observation is under “energy future”.

Individualists do not consider fossil fuel resources as a problem and they advocate a business as usual attitude. Furthermore, Individualists would argue that ,based on experience (especially after the so-called oil crisis), fossil fuel depletion is not really an issue. Furthermore, as the long time perspective is not relevant for him, he would not give much weight to future problems that might occur.

In the case of mineral resources we assume that the Individualist would accept the steady decrease of resource concentrations as a fact. Therefore we propose to exclude the whole issue of fossil fuels, but to include mineral resource depletion for the Individualist perspective. One could argue that it is not consistent to use surplus energy as a basis for characterisation of mineral resources, while the depletion of fossil fuels is not an issue. However, also to Individualists, an increased use of energy will be regarded as a problem, although perhaps a minor one.

For the other perspectives mineral and fossil resources are considered to be a serious problem. The only difference of opinion is in the assumption of substitution between fossil resources.

Egalitarians have a different conceptual difference with the Hierarchists in the “View of needs and resources”. Egalitarians assume resources cannot be managed, while needs can. For them it is logical to assume substitution, as they are not really interested in the differences between resources: fossil fuels are all belonging to the same “unmanageable’ group of resources. For them it is important to implement a need reducing strategy for fossil fuels as a group, for instance by stimulating alternative energy sources. Hierarchists assume needs cannot be managed, but resources can. For them it is important to look carefully at the differences between the resources in order to develop management strategies.

Although Egalitarians are very much in favour of eliminating the need for fossil resources, we cannot assume this to happen in their perspective. The main reason is that also other societal aspects, such as the distribution of wealth are important. As long as alternative energy sources are more costly they would argue that fossil fuels could not be excluded.

Based on these characteristics, PRé Consultants proposes to assume substitution for Egalitarians, while for Hierarchists we do not assume substitution. Table A.1. 7 shows the consequences of this choice.

239

Table A.1. 7 : Assumed fossil fuels that will repla ce the current fuels for the three archetypes. The surplus energy calculation is based on this table. The coal-shale mix

is the assumed future energy mix for the Egalitaria n perspective.

Hierarchists Egalitarians Individualists

Conventional natural gas oil shale coal-shale mix conventional gas

Conventional oil, oil shale coal-shale mix conventional oil

Hard coal, open pit mining brown coal coal-shale mix hard coal, open pit

Crude oil, secondary extraction brown coal coal-shale mix oil, secondary

Hard coal, underground mining brown coal coal-shale mix hard coal, underground

Brown coal, open pit mining brown coal coal-shale mix brown coal, open pit

Crude oil, tertiary extraction oil shale coal-shale mix oil, tertiary

Crude oil from oil shale oil shale oil shale oil shale

Crude oil from tar sand tar sand tar sand tar sand

The surplus energy can now be calculated by subtracting the current energy requirement for a fuel from the energy requirement for the replacing fuel or mix. Tar-sand and oil shale are special cases, as for the time being we would not like to consider what the next fossil resource would be. As both types of fuels will not be encountered in most LCA’s we choose to assume these resources replace themselves. The net result is that the surplus energy is zero.

Sources of uncertainty The uncertainties in resource models are considerable for minerals. It appears that there are very significant differences of opinion between the two sources used by Müller-Wenk20 for some minerals, while for other minerals there is a considerable level of agreement.

For fossil resources there are not very big uncertainties, except for the important choices made in the previous paragraph. This is because the energy requirements for oil shale and coal are well known for the present level of technology, and because there is a reasonable high certainty that there will be sufficient resources when 5 times the present resource extraction is extracted.

The Egalitarian perspective has a big uncertainty in the assumption of the future coal-shale mix.

Damage assessment The calculation of the total scores for the three damage categories concludes the environmental modelling. In some cases these results provide sufficient information and further steps are not needed.

Such situations occur if all damage scores for product A are higher than for product B, or if the predefined aim of a study was limited to analyse only one damage category.

In the ISO 14042 documents, the normalisation and weighting steps are referred to as "optional elements". In fact, the documents do not only refer to normalisation and weighting, but also to ranking. Ranking is a procedure in which the impact categories are put in an order of descending importance. In some applications, especially in the case of comparative assertions, disclosed to the public, the weighting step is not allowed. However, ranking is allowed in this case.

240

It is up to the user of the methodology to decide if and how the damage assessment is applied, and if it is necessary to follow or deviate from the ISO standards.

Before the weighting step is performed a normalisation procedure takes place. In the normalisation step the results of the damage calculations are divided by a reference (“normal”) value. The result of this step is a set of factors that have the same (or no) dimension, and that reflect the relative share of the calculated damages to the reference.

It is clear that the reference needs to be carefully defined. A new feature in this methodology is that we can actually give a meaning to the normalisation factors for Human Health and Ecosystem Quality. This is because many studies have quantified the actual damage caused by environmental pollution.

Weighting factors are by definition normative and cannot be true or false. The only judgement can be if they are properly reflecting the views of the appropriate stakeholders. Basically this means there are two quality criteria for weighting factors:

• The stakeholder group is properly defined and represented in the methodology used. • The methodology and procedure is designed, performed and interpreted in a carefully

conducted consistent and scientifically valid procedure. The term scientific refers here to the social sciences.

Users that do not want to use the default weighting factors can use the mixing triangle developed by Hofstetter et al.3. This triangle (see Figure A.1. 10) can be used to graphically depict the outcome of product comparisons for all possible weighting sets. Each point within the triangle represents a combination of weights that add up to a 100%.

Figure A.1. 10: The mixing triangle: The marked wei ghting point is positioned where Human Health is weighted 50%, Ecosystem Quality 40% and energy Resources 10%. The point is defined by following each side until t he dotted flashes leave towards the

point in the triangle (based on Hofstetter 1998).

In this study, normalisation and weighing is not performed, therefore these aspects are not discussed in this annex.

241

Further developments and improvements

According to PRé Consultants, the framework of the methodology seems stable for the coming decade. Not only is it compatible with the structure of the ISO 14042 standard, it is also a good framework to include all kinds of different damage models.

The fate and damage models, as well as the normalisation and panel assessment can still be improved, as the scientific understanding of the Ecosphere is under constant development. New updates will be necessary the coming years. The priorities for improvements are:

• The modelling of the Ecosystem Quality damage category. The conceptual difficulties in combining inhomogeneous damage definitions need to be resolved.

• The missing impact categories in relation to Ecosystem Quality, such as climate change, aquatic eutrophication/acidification and increased UV radiation need to be developed.

• A truly European model for the fate and damage model for acidification/eutrophication is required.

• The EUSES model, especially the problems created by closing Europe, can still be improved.

• Climate change is still a very problematic impact category. The negative damages to Human Health and the difficulties in modelling damages to ecosystems are major problems.

• The lack of reliable data for normalisation is a major problem for some impact categories • The panel procedure needs to be repeated for a much larger group with a better

statistical representativeness.

The chances that these improvements can be achieved within one or two years are quite realistic.

Noten

1 Heijungs R., J.B. Guinée, G. Huppes, R.M. Lankreijer, H.A. Udo de Haes, A. Wegener Sleeswijk, A.M.M. Ansems, P.G. Eggels, R. van Duin, H.P. de Goede (1992). Environmental Life Cycle Assessment of Products; Guide; Report Nr. 9266, CML, Leiden

2 Hauschild, M.; Wenzel, M (1998). Environmmental assessment of products, part 2: scientific background; Chapman and Hall, Cambridge-

3 Hofstetter, P.; Braunschweig A., Mettier M., Müller-Wenk R., Tietje O (1999). Dominance Analysis in the Mixing Triangle, A Graphical Decision Support Tool for Product Comparisons, Submitted to the Journal of Industrial Ecology.

4 Stanners, D; Bourdeau, Ph (1996). Europe's environment, The Dobris Assessment, European Environmental Agency, Copenhagen, 1996.

5 Murray, Christopher; Lopez, Alan (1996). The Global Burden of Disease, WHO, World Bank and Harvard School of Public Health. Boston.

6 Meent, D. van de; Klepper, O (1997): Mapping the Potential Affected Fraction (PAF) of Species as an Indicator of Generic Toxic Stress. RIVM report 607504001, June 1997; RIVM. Bilthoven

7 Dik van de Meent 1 , Mark J. Goedkoop 2 and Anton M. Breure (1999). Quantifying Toxic Stress in LCA by means of Potentially Affected Fraction (PAF). 1 1 RIVM Laboratory of Ecotoxicology, PO Box 1, 3720 BA Bilthoven; and 2 PRé Consultants, Plotterweg 12, Amersfoort, The Netherlands.

8 Wiertz J, van Dijk & J.B. Latour (1992). MOVE: Vegetatie-module; de kans op voorkomen van 700 plantensoorten als functie van vocht, pH, nutriënten en zout. RIVM rapport nr. 711901006. Bilthoven.

242

9 D. Bal, H.M. Beije, Y.R. Hoogeveen, S.R.J. Jansen, P.J van der Reest (1995). Handboek natuurdoeltypen in Nederland. IKC, Wageningen.

10 Chapman, P.F.; Roberts, F. (1983): Metal Resources and Energy. Butterworths Monographs in Materials.

11 Mettier T. (1998). Der Vergleich von Schutzguetern - Ausgewaehlte Resultate einer Panel-Befragung, in: Hofstetter P., Mettier T., Tietje O. (eds.), Ansaetze zum Vergleich von Umweltschaeden, Nachbearbeitung des 9. Diskussionsforums Oekobilanzen vom 4. Dezember 1998, ETH Zuerich).

12 Hofstetter, P. (1998): Perspectives in Life Cycle Impact Assessment; A Structured Approach to Combine Models of the Technosphere, Ecosphere and Valuesphere. Kluwers Academic Publishers, 1998, Info: www.wkap.nl/book.htm/07923-8377-X

13 Thompson M,, Ellis R., Wildavsky A (1990). Cultural Theory, Westview Print Boulder.

14 Kortman, J.G.M.; Lindeijer, E.W.; Sas, H.; Sprengers, M. (1994): Towards a Single Indicator for Emissions. IDES (IVAM-er) Amsterdam

15 Jager, D.T. et al (1996). EUSES the European Union System for the Evaluation of Substances. National Institute of Public Health and the Environment (RIVM), The Netherlands; Available from the European Chemicals Bureau (EC/JRC), Ispra, Italy

16 World Bank. 1993 World Development Report: Investing in Health. Washington

17 Murray, C.J.L., Lopez, A.D. and D.T. Jamison, The global burden of disease in 1990: summary results, sensitivity analysis and future directions, Bulletin of the World Health Organisation, 72 (3), 1994, p 495-509.

18 Murray, C.J.L., Quantifying the burden of disease: the technical basis for disability-adjusted life years, Bulletin of the World Health Organisation, 72 (3), 1994, p 429- 445.

19 Lindeijer, E., M. van Kampen, P. Fraanje, H. van Dobben, G.J. Nabuurs, E. Schouwenberg, D. Prins and N. Dankers (1998). Biodiversity and Life Support Indicators for Land-use Impacts in LCA. Wageningen, Texel, IVAM ER, IBN-DLO. Publication series raw materials Nr. 1998/07.

20 Müller-Wenk, R. (1998-1): Depletion of Abiotic Resources Weighted on the Base of "Virtual" Impacts of Lower Grade Deposits in Future. IWÖ Diskussionsbeitrag Nr. 57, Universität St. Gallen, March 1998, ISBN 3-906502-57-0

21 Blonk, T.J. et al. (1996). Feasibility of operationalisation of depletion of Abiotic Resources in LCA via the Key Resources Energy and Land, Amsterdam.

22 Ros, J.P.M, et al. (1993). De aarde als onze provisiekast, RIVM report 77246001, March 1993

23 Müller-Wenk R.; Annex 3: An approximative calculation of the surplus energy requirement for fossil fuel resources to be used in future, annexe to [Müller WenkMüller-Wenk 1998-1], available at http://www.iwoe.unisg.ch/service -> discussion papers -> nr. 57

vergelijkende levenscyclusanalyse van …...documentbeschrijving 1. titel publicatie vergelijkende...

Documents