|
Miljøprojekt nr. 1028, 2005 Sammenligning af miljøpåvirkningen af konkurrerende jordbrugsprodukterIndhold1 Dataindsamling og miljøvurdering for svinekød
2 Dataindsamling og miljøvurdering for mælk
Bilag A. Pig production in 5 different countries. Production technology and environmental data Bilag B. Pig production in The Netherlands Bilag C. Pig production in Spain Bilag D. Pig production in the USA and Brazil Bilag E. bidrag fra svineslagtning for 5 lande ForordDette er den endelige rapport fra projektet ”Sammenligning af miljøpåvirkningen af konkurrerende jordbrugsprodukter” finansieret af Miljøstyrelsens udviklingsordning under Program for renere produkter mv. Baggrund og formålDette projekt har sin baggrund i det fremsyn som blev udarbejdet i projektet ”Produktorienteret miljøindsats i landbrugssektoren - forudsætninger og fremsyn”. Dette fremsyn (endnu ikke publiceret; forudsætningerne er publiceret i Thodberg et al. 2004) indeholdt en projektskitse til nærværende projekt, som led i det ene af tre udviklingsforløb kaldet: ”Miljødokumentation som konkurrenceparameter”. I det beskrevne udviklingsforløb lægges vægten på at fastholde og udvide markedsandele for danske jordbrugsprodukter ved at kunne dokumentere de danske produkters miljøpåvirkning i forhold til udenlandske. Dette forudsætter kendskab dels til de danske produkters miljømæssige styrkepositioner, dels til de områder hvor det er særligt nødvendigt at forbedre de danske produkters miljøpræstation, og endelig til hvordan miljø indgår som konkurrenceparameter på de enkelte markeder af betydning for danske jordbrugsprodukter. Nærværende projekt sigter derfor mod at forbedre vidensgrundlaget for strategiske beslutninger der kan fremme danske produkters miljømæssige styrkeposition på det nationale og internationale marked. Mere specifikt er det projektets formål:
Projektets målgruppe er beslutningstagere i danske fødevarevirksomheder, og de organisationer og myndigheder der er repræsenteret i Miljøstyrelsens produktpanel for landbrugsområdet. Projektets organiseringProjektet er udført i to delprojekter, hver med sin projektgruppe. For svinekød har Slagteriernes Forskningsinstitut (Niels Lynge Madsen og Claus Mosby Jespersen) ledet en projektgruppe fra Danish Crown (Charlotte Thy og Claus Skodborg Nielsen), 2.-0 LCA consultants (Bo Weidema og Anne Merete Nielsen), Danmarks Jordbrugsforskning (Niels Halberg), Danske Slagterier (Karsten Bruun Rasmussen), Landsudvalget for Svin, Afdelingen for Stalde og Produktionssystemer (Poul Pedersen). For mælkeprodukter har Niels Halberg, Danmarks Jordbrugsforskning, ledet en projektgruppe fra Arla Foods (Jan D. Johannesen og Carsten Fricke), 2.-0 LCA consultants (Bo Weidema), og Mejeriforeningen (Birgitte Eriksen). Ib S. Kristensen (Danmarks Jordbrugsforskning) har bidraget med beregninger. På tværs af delprojekterne har Lis Thodberg, Solum AS, været ansvarlig for koordinering af projektets markedsanalyser (kapitel 3 og 4). I forbindelse med dataindsamlingen (kapitel 1 og 2) har projektet endvidere modtaget bistand fra en række konsulenter: Yurika Nishioka og Greg Norris (USA/Canada), Ana Paula M. do Nascimento (Brasilien), Pere Fullana og Llorenç Milà i Canals (svinekød; Spanien), Imke de Boer og Jacob Madsen (svinekød; Holland), samt Erling Andersen (ELPEN data vedr. malkekvægbrug). Projektet har overordnet været ledet af Bo Weidema fra 2.-0 LCA consultants. Miljøstyrelsens produktpanel for landbrugsområdet (www.produktpanel-landbrug.dk) har fungeret som følgegruppe for projektet. Sammenfatning og konklusionerKonkurrencedygtige danske landbrugsprodukterDansk svinekød og mælkeprodukter har et godt udgangspunkt for at kunne konkurrere med tilsvarende udenlandske produkter, når miljø kommer på tale som salgsargument. Dog er det fortsat nødvendigt for producenterne at fokusere på yderligere forbedringer, især indenfor kvælstofhusholdningen, for både svin og malkekøer. Forskellen mellem landene koncentrerer sig på nogle få vigtige miljøforhold. For svinekød er det ammoniak-udledning og arealforbrug til foderproduktion, mens det for mælkeprodukter er kvælstofudledning til vand og metan-udledning til luft der er af betydning. Når miljøprofiler for svinekød og mælk (dvs. information om miljøpåvirkning per kg svinekød / per liter mælk) ønskes brugt i markedsføringen, er det derfor muligt at begrænse miljøinformationen til disse få afgørende forhold. Dette er nogle af de centrale konklusioner fra projektet ”Sammenligning af miljøpåvirkningen af konkurrerende jordbrugsprodukter”. Baggrund og formålProjektet har haft til formål at belyse miljøpåvirkningerne for Dansk svinekød og mælkeprodukter i livscyklusperspektiv, i sammenligning med konkurrerende produkter, og derudfra identificere og prioritere de områder hvor den danske miljøindsats kan forbedres, og belyse hvorledes de danske virksomheder kan udnytte denne viden på det internationale marked. UndersøgelsenDer er blevet indsamlet livscyklus-baserede miljødata fra svineproduktion og mælkeproduktion fra forskellige lande og gårdtyper, udvalgt så de repræsenterer væsentlige konkurrerende produktioner i forhold til de danske. De væsentligste forskelle i miljøpræstation mellem lande og gårdtyper er derefter blevet identificeret, og anvendt til at opstille sammenlignelige produktions-modeller. Miljøpåvirkningerne er herefter opgjort med den nyeste version af den danske livscyklusvurderingsmetode, UMIP2003. Der er specifikt set på betydningen af de lokale miljøers følsomhed overfor kvælstof-udledningerne fra svinebedrifterne. Endelig er der foretaget en interviewundersøgelse med henblik på at fastslå hvorledes information om produkternes miljøprofil bedst kan udnyttes af danske producenter af svinekød og mælkeprodukter. Identificerede forskelle mellem de konkurrerende produktionerProduktions- og miljødata i et livscyklusperspektiv er blevet brugt til at sammenligne den danske produktion af svinekød med den mest konkurrencedygtige del af produktionen i Holland, Spanien, USA og Brasilien. Data er blevet indsamlet af lokale konsulenter. Projektet har fundet dokumentationen tilstrækkelig til at udpege følgende forskelle som begrundede i teknologiske, naturgeografiske eller administrative forhold, dvs. at de ikke kan henføres til tilfældigheder:
For produktionen af mælk er sammenligningen foretaget mellem produkter fra repræsentative bedrifter indenfor tre forskellige gårdtyper, som bidrager med væsentlige dele af europæisk mælkeproduktion og som kan konkurrere med dansk mælkeproduktion i EU og på oversøiske markeder i dag og i fremtiden. Den væsentligste forskel mellem bedriftstyperne viser sig at ligge i effektiviteten i deres næringsstofomsætning, især:
For både svineproduktion og mælkeproduktion er de indsamlede data blevet benyttet som input til standardiserede produktions-modeller, der er valgt med henblik på at skabe et ensartet sammenlignings-grundlag, således at resultaterne ikke påvirkes af tilfældigheder. For de enkelte miljøpåvirkningskategorier gælder: Drivhuseffekt: Der er ikke de store forskelle mellem de analyserede lande og bedriftstyper. En meget stor del af bidragene kommer fra metan-emission. På enkelt-bedrift-niveau kan der alligevel være store forskelle, som ikke kommer til udtryk på gårdtype-niveau, hvor der anvendes standard-emissionskoefficienter. Der er derfor gode forbedringsmuligheder, f.eks. ved at opsamle metan fra gødningslagre. Forsuring: Det er især ammoniak fra selve husdyrproduktionen der bidrager til forsurings-potentialet. Der er især store forskelle mellem svine-produktionerne i de enkelte lande. Næringssaltbelastning: Ammoniak bidrager også væsentligt til næringssaltbelastningen, som i øvrigt primært skyldes nitratudvaskning. Det er for denne miljøpåvirkningskategori at de væsentligste forskelle findes mellem de analyserede lande og bedriftstyper. Naturbeslaglæggelse: For svineproduktionen forårsager sojabønne-produktionen ca. halvdelen af den samlede naturbeslaglæggelse. For mælkeproduktionen er naturbeslaglæggelse ikke et entydigt negativt begreb, idet en del af produktionen er med til at vedligeholde værdifulde halv-kulturarealer i form af enge og overdrev. HovedkonklusionerI sammenligning med udenlandske svineproduktioner klarer den danske svineproduktion sig generelt godt i et livscyklus-perspektiv, på væsentlige miljøpåvirkninger som drivhuseffekt, forsuring og næringssaltbelastning. Den eneste undtagelse er påvirknings-kategorien ”naturbeslaglæggelse”, hvilket især skyldes det mindre udbytte per areal af byg og hvede, som er det væsentligste energifoder til danske svin, i forhold til majs som er hovedenergikilden i det amerikanske og brasilianske foder. Hvis man yderligere tager højde for at det lokale miljø kan have forskellig følsomhed overfor de emissioner det modtager, hvilket i UMIP2003-metoden er muligt for de europæiske produktioner, finder man at det danske svinekød giver et større bidrag til forsuring end det spanske, og at der ikke længere er signifikant forskel på de hollandske og de danske bidrag til næringssalt-belastning. Det skyldes at det hollandske miljø er mindre sårbart overfor næringssalte end det danske, og at det spanske miljø er meget mindre sårbart for forsuring end det danske. Det betyder at hvis produkterne skal konkurrere på deres påvirkning af de lokale miljøer, så skal de danske emissioner - specielt af ammoniak - være lavere end for de konkurrerende lande der har et mindre følsomt miljø. For mælkeproduktionen viser forskellen mellem bedriftstyperne sig især på potentialet for nitrat-udvaskning. I sammenligningen har de danske bedrifter med blandet sædskifte et større bidrag til potentiel næringsstofbelastning end bedrifter med middel eller lav intensitet på vedvarende græs. I de danske bedrifter er det især udnyttelsen af frigjort N ved ompløjning af græsmarker som skal forbedres. Hvis man ønsker at forenkle miljøkommunikationen vedrørende svinekød og mælkeprodukter, så vil det være muligt at begrænse denne til de forhold som forårsager de væsentligste miljøpåvirkninger og de væsentligste forskelle, nemlig for svin:
Et nøgletal for hver af disse forhold vil altså være tilstrækkeligt til at formidle en relevant miljøprofil for disse produkter. Det er naturligt nok også for disse miljøforhold at de væsentligste forbedringspotentialer kan findes. Der er især interesse for miljøspørgsmål på markederne i Japan, England, Tyskland og Sverige, men generelt gælder det at producenternes professionelle håndtering af miljøforhold kun indgår som en underforstået forventning hos kunderne (supermarkedskæderne), og dermed ikke som en selvstændig markedsføringsparameter der forventes at blive benyttet aktivt. Viden om danske produkters miljøprofil skal derfor primært ses som en nødvendigt beredskab, således at de danske virksomheder er klar til at informere på et sagligt grundlag, når miljøspørgsmål tages op af kunder eller konkurrenter. For svinekød kan Japan og USA være undtagelser fra denne regel, idet ”Danish” her er et vigtigt brand, som bakkes op af gode ”historier” om den danske produktion. Andre kilderMere om baggrunden for nærværende projekt kan findes i resultaterne fra projektet ”Produktorienteret miljøindsats i landbrugssektoren - forudsætninger og fremsyn”. Fremsynet er endnu ikke publiceret, men forudsætningerne er publiceret i Miljøprojekt 900 fra Miljøstyrelsen (Thodberg et al. 2004). UMIP 2003: Hauschild M, Potting J. (2004). Stedlig variation i miljøvurderingen i LCA. UMIP2003 metoden. Vejledning fra Miljøstyrelsen. http://www.lca-center.dk/lca-center_docs/showdoc.asp?id=041110135457&type=doc Summary and conclusionsCompetitive Danish agricultural products Danish pork and milk products have a good vantage point for competing with similar foreign products when environment is on the agenda as a sales argument. However, it is still necessary for the producers to focus on further improvements, especially with respect to nitrogen management, for both pigs and milking cows. The difference between the countries involved is concentrated on a few important environmental aspects. For pork, focus is on ammonia emissions and area use for fodder production, while for milk products, nitrogen emissions to water and methane emissions to air are of special importance. When environmental profiles for pork and milk (i.e. information on environmental impacts per kg pork / per litre milk) are desired for use in marketing, it is therefore possible to concentrate the environmental information on these few decisive aspects. These are some of the key conclusions from the project ”Comparison of the environmental impact of competing agricultural products” funded by the Danish Environmental Protection Agency under its Programme for Cleaner Products. Background and objectivesThe purpose of the project is to assess the environmental impacts from Danish pork and milk products in a life cycle perspective, in comparison with competing products, and, on this basis, to identify and prioritise the areas where the Danish environmental performance can be improved, and to assess how Danish enterprises can utilize this knowledge on the international marketplace. The investigationLifecycle based environmental data was collected from pig production and milk production from different countries and farm types, selected to represent important competitors for the Danish producers. On the basis of this data, the most important differences in environmental performance between countries and farm types were identified and used to set up comparable production models. The environmental impacts were then assessed with the most recent version of the Danish lifecycle impact assessment method, EDIP2003 (Hauschild & Potting 2004). Specific attention was given to the importance of the sensitivity of local ecosystems to nitrogen emissions from the pig farms. Finally, interviews were carried out to determine how information on the environmental profile of products can best be utilised by the Danish producers of pork and milk products. Differences identified between competing productionsData on production and environmental exchanges in a lifecycle perspective was used to compare the Danish production of pork with the most competitive part of the production in the Netherlands, Spain, USA and Brazil. Data has been collected by local consultants. The project found the documentation to be adequate to point out the following differences founded on technological, physical geographical or administrative conditions, i.e. differences that cannot be ascribed to mere coincidence:
For the production of milk, the comparison was made between products from representative farms within three different farm types that contribute significant shares of the European milk production, and that can compete with Danish milk production in the EU and on overseas markets today and in the future. The most important difference between the farm types turned out to be in the efficiency of their nutrient turnover, especially:
For both the pig production and the milk production, the collected data were used as input to standardised production models, selected to create a uniform foundation for the comparison, so that the results are not influenced by random effects, such as differences in coefficients used in data collection. For the individual environmental impact categories the differences are: Global warming: There are no major differences between the analysed countries and farm types. A large part of the contribution comes from methane emissions. However, on the level of single farms, there may still be significant differences which are not expressed at the level of farm types, where standard coefficients are applied. Therefore, there is still ample improvement opportunities, e.g. in collecting methane from manure storage. Acidification: It is mainly ammonia from livestock production itself that contributes to the acidification potential. The differences are particularly large between the pig producers in the different countries. Eutrophication: Ammonia emissions also contribute significantly to eutrophication, which is else dominated by nitrate emissions. It is for this impact category that the largest differences are found between the analysed countries and farm types. Nature occupation: For the pig producers, soybean production contributes with approximately half of the total nature occupation. For the milk producers, nature occupation is not only a negative concept, since part of the production contributes to maintaining valuable semi-natural areas in the form of meadows and dry grasslands. Main conclusionsThe Danish pig producers compare well to their foreign competitors in a lifecycle perspective of important environmental impacts such as global warming, acidification and eutrophication. The only exception is the impact category ”nature occupation”, especially due to the lower yields per area of barley and wheat – the main energy fodder for Danish pigs, compared to maize, which is the main energy source in the fodder used in the USA and in Brazil. Furthermore, when taking into account that local environments can have different sensitivities towards the emissions they receive, which in the EDIP2003-method is possible for the European producers, it turns out that the Danish pork contributes more to acidification than the Spanish production, and that there is no longer a significant difference between the Danish and Dutch contributions to eutrophication. This is due to the lower sensitivity of the Dutch environment with respect to nutrient emissions, compared to the Danish environment, and that the Spanish environment is much less sensitive to acidification than is the Danish. This implies that if the products compete on their impacts on the local environments, Danish emissions – especially those of ammonia – need to be lower than for the competing countries that have a less sensitive environment. For milk production, the difference between the farm types is especially noticeable for the potential nitrate leaching. In the comparison, the Danish farms with a mixed crop rotation contribute more to the eutrophication potential than do farms with moderate or low intensity on permanent grass. On the Danish farms, an improvement is particularly called for with respect to the utilisation of the nitrogen liberated after ploughing of grass fields. More simple environmental communication could be achieved by limiting it to the issues that cause the most important environmental impacts and the most important differences, i.e. information relating to pork:
and for milk:
Thus, a value for each of these issues would be sufficient to communicate a relevant environmental profile for these products. Obviously, it is also for these issues that the most important improvement potentials can be found. It is especially the markets in Japan, England, Germany and Sweden that show an interest in environmental issues. However, the producers' professional handling of environmental issues is generally only seen as an implicit expectation from the customers (the supermarket chains), and is therefore not expected to be used actively as a separate marketing parameter. Knowledge on the environmental profile of Danish products should therefore primarily be seen as a necessary preparedness, enabling Danish enterprises to inform professionally and on an objective basis, when environmental issues are raised by customers or competitors. For pork, Japan and the USA can be exceptions from this rule, since ”Danish” is an important brand here, which is backed up by good ”stories” about the Danish production. 1 Dataindsamling og miljøvurdering for svinekød
Bo P. Weidema, Niels Halberg, Anne Merete Nielsen og Claus Mosby Jespersen 1.1 Geografisk og teknologisk afgrænsningDansk svinekød afsættes på et internationalt marked, hvor der konkurreres med tilsvarende produkter fra andre lande. I samarbejde med repræsentanter fra slagterierne blev de væsentligste konkurrerende producent-lande udpeget som værende Holland, Spanien, USA, og Brasilien. Mens produktionen i Danmark og Holland er relativt ensartet og moderne, både teknologisk og miljømæssigt, er der stor variation i produktionen i Spanien, USA og Brasilien, hvor der er en stor men faldende andel af små producenter med ældre teknologi og en mindre men voksende andel af producenter med moderne teknologi. Det er naturligvis den sidste gruppe producenter der udgør et konkurrence-potentiale i forhold til dansk svinekød, og dataindsamlingen har derfor fokuseret på at identificere og beskrive miljøbelastningen fra disse producenter. 1.2 Dataindsamling og modellering1.2.1 Planlægning af dataindsamlingMiljødata for dansk svinekød forelå ved projektets start allerede i lca-food databasen (Nielsen et al. 2003), se også bilag A. Af disse data fremgår det at de væsentligste miljøeffekter ved produktion af svinekød er naturbeslag-læggelse (arealforbrug til foderproduktion, især sojaproduktion), næringssalt-belastning og forsuring (især som følge af ammoniakudledning fra stald og gødning). Andre miljøeffekter, som f.eks. drivhuseffekt og fotokemisk ozondannelse (smog), er af mindre betydning for den samlede miljøbelastning ved produktion af svinekød. Dog skal det bemærkes at økotoxicitet som følge af pesticidanvendelse også er væsentlig for miljøprofilen af svinekød, som det fremgår af Figur 1, der er baseret på den danske input-output-database (Weidema et al. 2005). Imidlertid omfatter lca-food databasen ikke specifikke data for pesticidanvendelsen til dansk svinefoder, ligesom det ikke har vist sig muligt fremskaffe tilstrækkeligt specifikke udenlandske data til at kunne dokumentere at udenlandsk produktion på dette punkt afviger væsentligt fra dansk produktion.
Figur 1.1. Relativ betydning af miljøeffektkategorier for dansk svinekød. Normaliserede data fra Weidema et al. (2005). På denne baggrund blev det tidligt i projektet valgt at koncentrere dataindsamlingen om de to forhold der er af størst betydning for den samlede miljøbelastning fra svinekød, nemlig dels fodersammensætningen, dels selve svineproduktionen, inklusive gødningshåndteringen. Dog blev dataindsamlerne instrueret om at redegøre for andre forhold som de selv måtte finde af betydning. 1.2.2 Data for udenlandske produkterData for Holland, Spanien, USA og Brasilien blev indsamlet af lokale konsulenter, og er redegjort for i bilag B, C og D. De forskellige datakilder er sammenfattet i Bilag A. For slagterierne er data indsamlet af Claus Mosby Jespersen og sammenfattet i bilag E. I Danmark og Holland er fodersammensætningen domineret af byg og hvede/triticale, mens majs er det væsentligste fodermiddel i USA og Brasilien. I Spanien kombineres begge typer fodermidler. Proteinkilden er i alle lande først og fremmest soja, om end der fra Spanien rapporteres om ærter som en nationalt produceret, billigere ingrediens. I Danmark og Holland varierer fodereffektiviteten ikke væsentligt mellem små og store bedrifter, mens specialiserede bedrifter generelt har en lidt bedre fodereffektivitet, se tabel 1.1. Tabel 1.1:Fodereffektivitet på hollandske bedrifter. DSU står for Dutch Size Units og er et økonomisk mål for størrelsen af landbrugsproduktioner baseret på standard bruttofortjeneste.
1 Data fra Rasmussen (2004). 2 Data fra LEI (2004). I Spanien og USA er der langt større variation i fodereffektivitet mellem bedrifterne, hvilket først og fremmest kan forklares med den større spredning i bedriftstyper, med flere ældre og mindre bedrifter end i Danmark og Holland. Gødningshåndteringen er relativt ens i de Europæiske lande, dog med en bedre udnyttelsesgrad i Danmark som følge af lovgivningskrav. Som følge af overdækning af gylletanke samt hurtig nedbringning i jorden er ammoniaktabet reduceret. I USA er der derimod mere fokus på udvaskning til vandmiljøet, og især i de østlige egne søges det angiveligt at reducere kvælstofudvaskningen ved at maksimere ammoniak-emissionen til luften. Derudover giver højere gennemsnitstemperaturer også højere koefficienter for ammoniaktab hvilket afspejles i de spanske data. Alle konsulenter har indsamlet oplysninger om energiforbrug på gårdene, men datakvaliteten er ikke tilfredsstillende. Imidlertid betyder energiforbruget meget lidt for den samlede miljøprofil (under halvdelen af bidraget til drivhuseffekten skyldes energi), og vi har derfor ikke brugt ressourcer på at fremskaffe bedre data. 1.2.3 Identifikation af dokumenterbare forskelleDa formålet med dette projekt er at sammenligne miljøpåvirkningerne i livscyklusperspektiv for produkter fra forskellige lande, bl.a. med henblik på at vurdere mulighederne for at bruge informationerne i en markedsmæssig sammenhæng, sammenligner vi ikke input-output fra konkrete virksomheder og bedrifter, men derimod fra typiske grupper af bedrifter. En benyttelse af disse informationer til markedsføring kræver en stor robusthed af data, så man er sikker på at der er tale om reelle forskelle, så enkelte grupper af bedrifter eller regioner i eksempelvis USA ikke umiddelbart kan præstere bedre end de danske. For at kunne sammenligne data på tværs af landene er det nødvendigt at eliminere forskelle som skyldes tilfældigheder, såsom forskelle i repræsentativitet og datakilder. Kun derved kan vi sikre os at forskelle i resultater mellem landene kan henføres til dokumenterbare forskelle i teknologiske, naturgeografiske eller administrative forhold. Udfra disse overvejelser og med baggrund i kvaliteten af de indsamlede data, har vi valgt at se bort fra følgende forskelle:
Endvidere er der anvendt samme emissionskoefficienter for metan- og N2O-emissioner (i forhold til hhv. tørstof i gødning og kvælstof i ammoniakemission og kvælstofoverskud) for alle landene. Af disse forhold er det især fodereffektiviteten som ellers kunne have stor betydning. Der er således en betydelig variation i fodereffektivitet mellem bedrifter i enkelte lande, hvilket også udgør et miljømæssigt forbedrings-potentiale, men altså ikke et forhold hvor der er dokumentation for at moderne udenlandske bedrifter ikke har samme effektivitet som danske bedrifter, selvom de udenlandske landsgennemsnit for fodereffektivitet generelt ligger lavere end det danske. En sammenligning på landsgennemsnit ville således vise en endnu større miljøfordel ved danske produkter end i de resultater der præsenteres i det følgende. Vi har fundet dokumentationen tilstrækkelig til at udpege følgende forskelle som begrundede i teknologiske, naturgeografiske eller administrative forhold, dvs. at de ikke kan henføres til tilfældigheder:
Disse forskelle er derfor grundlaget for den videre modellering med henblik på sammenligning, se afsnit 1.2.4. 1.2.4 Modellering med henblik på sammenligningSom nævnt i afsnit 1.2.3 har vi ikke kunnet finde dokumentation for at moderne, specialiserede bedrifters fodereffektivitet skulle være forskellig mellem de forskellige lande. Tager man højde for forskellene i antal smågrise per årsso vil den samlede fodereffektivitet dog variere lidt mellem landene, se Tabel 1.2. Tabel 1.2: Antal svin pr. årsso og samlet fodereffektivitet i moderne industrialiserede bedrifter i de fem lande.
1 Rasmussen (2004) Ved beregning af fodersammensætningen i tabel 1.3 har vi antaget at moderne, specialiserede bedrifter i Spanien har samme forhold mellem protein og kulhydrat som de danske og hollandske bedrifter. For USA har vi antaget en fodersammensætning med relativt mere protein. Idet mængden af industrielle biprodukter til rådighed ikke påvirkes af en ændring i produktionsvolumen for svinekød er alle industrielle biprodukter i de nationale foderplaner konverteret til de tilsvarende mængder kulhydrat- eller proteinafgrøder. Kødmelet i de brasilianske foderplaner er tilsvarende beregnet som soja. Tabel 1.3: Marginale foderkombinationer i svineproduktionen (regnet i vægt-%)
De resulterende fodermængder omregnet til kg per kg svinekød fremgår af Tabel 1.4. Tabel 1.4: Foderstof forbrug i svineproduktion (per kg levende svin produceret)
Da ændringer i svineproduktionen påvirker det globale marked for fodermidler, har vi anvendt samme dyrkningsmodeller for alle afgrøder uanset hvor foderet forbruges. Der er anvendt lca-food databasens dyrkningsmodeller for sydamerikansk soja og dansk hvede og byg (Nielsen et al. 2003). I mangel af en dyrkningsmodel for majs har vi antaget samme forhold som for dyrkning af hvede, dog med arealforbruget justeret til et udbytte på 9 Mg per ha. Som nævnt i afsnit 1.2.3 har vi anvendt samme data for energiforbrug i stalde for alle lande. Der er anvendt 2,34 MJ diesel og 0,8 MJ elektricitet per kg levende svin produceret, hvilket svarer til de hollandske data for integrerede bedrifter. Der er anvendt samme energimodeller som i lca-food databasen (Nielsen et al. 2003). Emissionerne fra selve svineproduktionen (incl. gødningshåndtering) er beregnet med emissionskoefficienter ud fra de indgående fodermængder. For ammoniak (se tabel 1.5) er der anvendt samme emissionskoefficienter for Danmark og Holland, og for Brasilien er der i mangel af bedre data anvendt samme koefficienter som for Spanien, der kommer tættest på de brasilianske forhold med hensyn til klima og gødningshåndtering. For USA er data repræsentative for produktionssystemet i de østlige egne med høj ammoniak emission. Tabel 1.5: Emission afammoniak fra svineproduktion pr. kg levende svin produceret; moderne teknologi.Alle tal i g N/kg svin. Tallene er afrundede.
De øvrige emissioner af kvælstof-forbindelser er beregnet ud fra en kvælstof-balance med udgangspunkt i kvælstofindholdet i foderet, se tabel 1.6. Potentialet for udvaskning fremgår ligeledes af tabel 1.6. Tabel 1.6:Kvælstofbalancer. Alle tal i g N pr. kg levende svin produceret.
Emissioner af lattergas (N2O) er beregnet som 1% af emissionen af ammoniak og 2,5% af udvaskningspotentialet. De beregnede emissioner fremgår af tabel 1.7. Tabel 1.7: Beregnet emission af lattergas fra svineproduktionen, moderne teknologi. Alle tal i g N2O pr. kg levende svin produceret.
1.3 ResultaterMiljøvurderingen er foretaget med den danske UMIP-metode, version 2003 (Hauschild & Potting 2004). I tidligere versioner af UMIP-metoden var det kun muligt at regne uden sted-karakterisering, dvs. uden hensyntagen til hvor emissionerne forekommer. I 2003-versionen kan man nu supplere denne beregning med sted-karakterisering, således at vurderingen tager højde for de lokale miljøers følsomhed. P.t. foreligger der dog kun sted-karakteriserings-faktorer for Europa. I det følgende afsnit er miljøvurderingen gennemført uden sted-karakterisering, mens afsnit 1.3.2 viser resultater for vurderingen med sted-karakterisering. 1.3.1 Miljøvurdering uden sted-karakterisering
Figur 1.2: Resultater per miljøpåvirkningskategori (i % af resultatet for det land der har det højeste resultat for den pågældende kategori) ved brug af UMIP 2003, sted-generisk vurdering. Alle emissioner til vand er antaget udledt til ferskvand. I disse resultater kommer bidragene til drivhuseffekt (global warming i figurerne) for mere end halvdelens vedkommende fra metan og N2O emissioner fra selve svineproduktionen og i mindre omfang fra foderproduktionen (N2O). For disse emissioner er der – som tidligere nævnt – ikke de store forskelle mellem landene. 60-80% af forsuringspotentialet (acidification i figurerne) skyldes ammoniak fra selve svineproduktionen. Det meste af det resterende potentiale skyldes ammoniak- og NOx-emission fra foderproduktionen. Også næringssaltbelastningen (eutrophication i figurerne) er domineret af ammoniak-emissionerne, således at billedet i høj grad kommer til at ligne resultaterne for forsuring. Sojabønne-produktionen forårsager ca. halvdelen af den samlede naturbeslaglæggelse (nature occupation i figurerne). Resten skyldes den øvrige foderproduktion. Generelt klarer den danske svineproduktion sig godt i sammenligning med de udenlandske. Naturbeslaglæggelse er den eneste undtagelse, og skyldes især det mindre udbytte per areal af byg og hvede i forhold til majs.
Figur 1.3: Normaliserede resultater (i milli-person-ækvivalenter per kg levende svin produceret) ved brug af UMIP 2003 sted-generisk vurdering. Alle emissioner til vand er antaget udledt til ferskvand. For at vise den relative betydning af de forskellige miljøpåvirkningskategorier er resultaterne i figur 1.3 normaliseret i forhold til et gennemsnitsprodukt (udtrykt i person-ækvivalenter, dvs. miljøpåvirkningen fra en persons gennemsnitlige forbrug). Dette viser at svinekød, som et hvilket som helst andet landbrugsprodukt, bidrager relativt mere til den samlede næringssalt-belastning og naturbeslaglæggelse end et gennemsnitsprodukt. De normaliserede resultater er imidlertid mest af betydning hvis man skal sammenligne med ikke-landbrugsprodukter. 1.3.2 Miljøvurdering med stedkarakteriseringResultaterne i afsnit 1.3.1 tager ikke højde for at det lokale miljø kan have forskellig følsomhed overfor de emissioner det modtager. Dette gælder for forsuring og næringssaltbelastning. I UMIP 2003 vurderingsmetoden findes der imidlertid sted-karakteriseringsfaktorer som udtrykker disse forskelle i følsomhed. Anvendes disse faktorer, fås resultaterne i figur 1.4 og 1.5. Det er kun de europæiske produktioner der er påvirket heraf, idet UMIP metodens sted-faktorer endnu kun omfatter Europa.
Figur 1.4: Resultater per miljøpåvirkningskategori (i % af resultatet for det land der har det højeste resultat for den pågældende kategori) ved brug af UMIP 2003, sted-afhængig vurdering for de europæiske produktioner. Alle emissioner til vand er antaget udledt til ferskvand.
Figur 1.5: Normaliserede resultater (i milli-person-ækvivalenter per kg levende svin produceret) ved brug af UMIP 2003 sted-afhængig vurdering for de europæiske produktioner. Alle emissioner til vand er antaget udledt til ferskvand. Ved at sammenligne med figurerne fra afsnit 1.3.1 kan man se at det hollandske miljø er mindre sårbart overfor næringssalte end det danske, og at det spanske miljø er meget mindre sårbart for forsuring end det danske. Det betyder naturligvis at hvis produkterne skal konkurrere på deres påvirkning af de lokale miljøer, så skal de danske emissioner - specielt af ammoniak - være lavere end for konkurrerende lande der har et mindre følsomt miljø. 1.3.3 FølsomhedsvurderingerFor at undersøge robustheden i de ovenstående resultater er der gennemført en usikkerhedsanalyse (Monte Carlo simulering) for hver enkelt miljøpåvirkningskategori, baseret på estimerede usikkerheder på de indgående enkeltværdier. Usikkerheds-estimaterne fremgår af Bilag A.9, og resultaterne af usikkerhedsvurderingen fremgår af figur 1.6 til 1.9.
Figur 1.6: Normaliserede resultater for potentiel drivhuseffekt (i milli-person-ækvivalenter per kg levende svin produceret). Miljøvurderingsmetode: UMIP 2003 sted- generisk vurdering. Figur 1.6. bekræfter at der ikke er signifikante forskelle i potentiel drivhuseffekt mellem de forskellige landes produktioner.
Figur 1.7: Normaliserede resultater for potentiel forsuring (i milli-person-ækvivalenter per kg levende svin produceret). Miljøvurderingsmetode: UMIP 2003 sted- generisk vurdering. For forsuring (figur 1.7) er de danske og hollandske resultater signifikant bedre end de spanske og brasilianske. For de US-amerikanske bedrifter er antaget meget store variationer i gødningshåndteringen, således at det bedste scenarie svarer til samme gødningshåndtering som i Holland.
Figur 1.8: Normaliserede resultater for potentiel eutrofiering (i milli-person-ækvivalenter per kg levende svin produceret). Miljøvurderingsmetode: UMIP 2003 sted- generisk vurdering. Alle emissioner er antaget udledt til ferskvand. For eutrofiering (figur 1.8) er de danske resultater signifikant bedre end de konkurrerende produktioner.
Figur 1.9:Normaliserede resultater for naturbeslaglæggelse (i milli-person-ækvivalenter per kg levende svin produceret). Miljøvurderingsmetode: UMIP 2003 sted- generisk vurdering. Resultatet for naturbeslaglæggelse i figur 1.9 afspejler kun usikkerheden på fodermængderne, men ikke på udbyttevariationerne for afgrøderne. Forskellen mellem landene skyldes især det lavere arealforbrug til majs-produktion i forhold til byg og hvede. Hvis vi antager en lavt-ydende majs vil Spanien, USA og Brasilien ikke længere have deres fordel med hensyn til lavere naturbeslaglæggelse. Dette er illustreret i Figur 1.10 hvor USA er modelleret med et majs-udbytte på 6 t/ha mod 9t/ha i vores standard-beregning.
Figur 1.10: Effekten af majs-udbyttet per ha (hhv. 9 og 6t/ha) for sammenligningen mellem Danmark og USA (i % af højeste værdi for hver miljøpåvirkning). 1.3.4 Fokusering på de væsentligste miljøparametreSom det blev påpeget i afsnit 1.3.1 er det ammoniak der bidrager til den væsentligste del af potentialet for både forsuring og næringssaltbelastning. Samtidigt vistes det at drivhuseffekten er af relativt mindre betydning og at der øvrigt ikke for denne miljøpåvirkningskategori er den store forskel mellem forskellige produktioner. Hvis man ønsker at forenkle kommunikationen omkring miljø og svinekød, så vil det derfor være muligt at begrænse denne til de to forhold som forårsager de væsentligste miljøpåvirkninger og de væsentligste forskelle, nemlig:
Et nøgletal for hver af disse forhold vil altså være tilstrækkeligt til at formidle en relevant miljøprofil for svinekød. 1.4 Anbefalinger i forhold til dansk miljøindsatsI fortsættelse af argumentationen i foregående afsnit kan anbefalingerne til en dansk miljøindsats, for at sikre at miljø-argumenter fortsat kan anvendes i forbindelse med salg af dansk svinekød, begrænses til to forhold, nemlig ammoniak-emission og arealforbrug til foderproduktion. I forhold til ammoniak-emission er der allerede foretaget mange tiltag i dansk landbrug, ikke mindst fordi der samtidig er tale om en værdifuld ressource (kvælstof) og et lugt-problem. Imidlertid er der stadig et betydeligt forbedringspotentiale og mange tilgængelige teknologier der endnu ikke er fuldt implementerede (Skov- og Naturstyrelsen 2003). Med hensyn til reduktion af arealforbrug vil den mest umiddelbare løsning bestå i at vælge fodermidler som har et højere udbytte per areal. I betragtning af at der er en stor naturlig variation i udbytte afhængig af afgrøde, sort og dyrkningsbetingelser, vil en fokusering på dette forhold hurtigt kunne medføre en reduktion i arealforbruget. 2 Dataindsamling og miljøvurdering for mælkeprodukter
Niels Halberg, Ib S. Kristensen og Bo P. Weidema 2.1 Geografisk og teknologisk afgrænsningFormålet er en sammenlignende vurdering af miljøpåvirkningerne per kg mælk produceret af typiske danske og europæiske mælkebedrifter, som måtte konkurrere på de samme markeder. Sammenligningen har fokuseret på de såkaldt hårde miljøpåvirkninger, såsom næringsstoftab og udledning af drivhusgasser, fordi det er de forhold som er mest interessante ud fra et produktorienteret synsvinkel, idet deres påvirkning rækker ud over lokale forhold (fx er drivhuspåvirkning en global påvirkning). Andre vigtige miljøforhold vedr. mælkeproduktion, som er af mere lokal interesse, såsom vedligeholdelse af halvkulturarealer og landskabsværdier, er ikke inkluderet. Dette kapitel beskriver modellering og beregning af miljøpåvirkning per kg mælk af et begrænset antal typiske og produktionsmæssigt betydende europæiske mælkebedrifter ud fra data fra litteraturen. Modellerne er opstillet med udgangspunkt i en metode udviklet for danske mælkebedrifter, med detaljerede data for produktion og emissioner, og derefter tilpasset på de områder hvor forskellige europæiske bedriftstyper adskiller sig væsentligst mht. arealanvendelse, sædskifte og fodring. Valget af de mælkeproduktions-typer, som indgår i analysen, blev baseret på et studie og efterfølgende klassificering af Europæiske bedriftstyper foretaget under et EU-finansieret projekt ELPEN (Andersen et al. 2005). ELPEN klassificeringen opstiller 10 forskellige bedriftstyper som har mælkeproduktion som den væsentligste produktionsgren. Som vist i tabel 2.1 er klassificeringen baseret på arealanvendelse og produktionsintensitet. Bedriftens arealanvendelse er defineret som græsbaseret, når mere end 55% af bedriftens areal er med græs og derefter underopdelt i sædskiftegræs (såfremt mere end 40% af græsarealet ompløjes mindst hvert 3 år) og vedvarende græs. Kornbaserede bedrifter har mindst 55% af arealet med kornafgrøder og blandede bedrifter har højst 49% vedvarende afgrøder, mindre end 55% græs i sædskiftet og mindre end 25% special-afgrøder såsom kartofler, roer, oliefrø, frøafgrøder, bomuld eller tobak). Både bedriftstyper med permanent græs, sædskifte græs og blandede bedrifter kan underopdeles i høj, middel og lav intensitet ud fra deres forbrug af indkøbt kraftfoder, handelsgødning og pesticider (høj intensiv bruger over 250 Euro per ha samlet på disse faktorer mens lav intensiv bruger under 80 Euro per ha). Tre af de ti resulterende mælketyper har kun ringe produktionsmæssig betydning (korn, brak og blandede bedrifter med lav intensitet). De resterende syv typer falder i to kategorier:
Den følgende analyse vil fokusere på kategori 1. Tabel 2.1 viser således at hovedparten af mælkebedrifter, som har et volumen til at konkurrere med dansk mælk, er af typen ”vedvarende græs”, men med forskellig intensitet. I Holland er der tale om meget intensive bedrifter (90% af arealet med mælkebedrifter falder i denne gruppe) og 42% af arealet med mælkeproduktion i Tyskland udgøres af denne type. I Frankrig og Tyskland udgør vedvarende græsbedrifter med mellem intensitet hhv. 23% og 16% af arealet med mælkeproduktion. Hovedparten af dansk og fransk mælkeproduktion (hhv. 88 og 31%) foregår på bedriftstypen med blandet arealanvendelse. Tabel 2.1: Forskellige malkekvægsbedrifts-typers fordeling i Europa, efter landbrugsareal
Til sammenlignende miljøvurdering med den danske type er derfor udvalgt tre bedriftstyper, nemlig ”vedvarende græs” med hhv. høj og middel intensitet og ”blandet arealanvendelse”. De modellerede bedriftstyper repræsenterer en typisk dansk mælkebedrift med blandet sædskrifte og høj intensitet samt tre bedriftstyper med vedvarende græs og hhv. middel (Tysk og Fransk) og høj (Hollandsk) intensitet, se tabel 2.2. Da der er tale om typiske enkeltbedrifter må bedrifts-signaturerne F, D og NL ikke tages som udtryk for landegennemsnit, og de er derfor placeret i anførselstegn. Tabel 2.2: Beskrivelse af 4 europæiske malkekvægsbedrifter
1Procent af besætningens råprotein dækket af indkøbt kraftfoder Tabel 2.3 viser variationen mellem forskellige typer af danske mælkebedrifter udviklet til den danske LCA database. Til brug for denne internationale sammenligning er udvalgt den konventionelle type på sandjord med middel dyretæthed fordi analyser har vist at denne bedriftstype er den såkaldt marginale, dvs. den type som mest sandsynligt vil udvide mælkeproduktionen (gennem omfordeling af kvoter eller såfremt kvoterne blive ophævet). Denne type repræsenterer 43% af den danske mælkeproduktion. Selvom den udvalgte bedriftstype har middel dyretæthed i forhold til de 6 forskellige danske mælkebedriftstyper i tabel 2.3., men i forhold til ELPEN inddelingen er denne typiske danske kvægbedrift placeret i gruppen af højintensive kvægbedrifter, på grund af et relativt højt forbrug af indkøbt foder og handelsgødning. Tabel 2.3: Repræsentativitet og produktion på 8 danske mælkebedrifter (lcafood.dk)
ELPEN databasen tillader ikke i sig selv en sammenligning af bedriftstypernes miljømæssige profil eller en modellering af den tekniske omsætning. Derfor er i det følgende foretaget en modellering af fire bedriftstyper byggende på eksisterende data fra publicerede undersøgelser. Repræsentativiteten af de udenlandske bedriftsdata er ikke kendt og derfor kan den resulterende sammenligning kun bruges som et overordnet fingerpeg om hvilke forhold som er vigtige for evt. forskelle imellem typernes miljøpåvirkning. 2.2 Dataindsamling og modelleringDe udvalgte bedriftstyper blev modelleret efter en standardiseret metode som sikrer overensstemmelse mellem afgrøde og husdyrproduktion, således at fx behovet for foder til en given mælkeproduktion tilfredsstilles gennem en kombination af det hjemmeavlede foder og indkøbt foder. Der er tilsvarende redegjort for alt N og P i den producerede husdyrgødning med en fordeling på hhv. ammoniaktab, tilførsel til afgrøder, denitrifikation, opbygning af jordpuljen og udvaskning. Data blev fundet i en LCA-baseret sammenligning af konventionel og økologisk mælkeproduktion i Tyskland (Haas et al. 2001) samt for Fransk og Hollandsk mælkeproduktion via kolleger (Kristensen et al. 2005). For at sikre en ensartet beregningsmetode af næringsstofomsætning og tab og tab af drivhusgasser blev anvendt en forsimplet udgave af metoden udviklet til LCA på danske bedriftstyper (Dalgaard et al. 2004, Nielsen et al. 2003), nemlig modellen Emipro (Hvid 2004). Emipro er en regnearksmodel, der er anvendt på private bedrifter som supplement til udarbejdelsen af grønne regnskaber. 2.3 ResultaterDen væsentligste forskel mellem de europæiske bedriftstyper ligger i deres næringsstof-omsætning, især effektiviteten af udnyttelsen af husdyrgødningen i marken i kombination med handelsgødning (tabel 2.4). Selvom den danske type er meget specialiseret i mælkeproduktion i økonomiske termer (over 85% af indtægten kommer fra mælk) er der en vigtig sammenhæng mellem mark og stald, fordi sædskiftet både har græs og kornmarker hvilket bl.a. sikrer en god udnyttelse af husdyrgødningen. Den intensive type med vedvarende græs bygger på et stort indkøb af næringsstoffer både i form af handelsgødning (ingen bælgplanter i græsarealet) og i form af kraftfoder bl.a. på grund af en høj belægningsgrad (den producerer over 50% mere mælk per ha end de andre typer). Bedriftstypen med middel intensitet på vedvarende græs bruger væsentligt mindre importeret kraftfoder og bygger i højere grad på brugen af hjemmeavlet foder, især afgræsning, men med relativt højt forbrug af indkøbt gødning. Den tyske bedrift repræsenterer en type med traditionel stald og brug af fast møg. Den har en relativ lav nitratudvaskning fordi den tilsyneladende udnytter græsmarkerne meget effektivt. Ifølge datakilden (Haas et al. 2002) opnås et højt udbytte i foderenheder afgræsset per ha græs, med begrænset forbrug af handelsgødning og lav fiksering fra kløver. Den franske modelbedrift repræsenterer den samme type, men med gylle-staldsystem. Som vist i tabel 2.4 er næringsstofoverskuddet på bedriftsniveau lavest på den tyske bedriftstype (100 kg N per ha), mens det er dobbelt så højt på den danske, og over 400 kg per ha på den hollandske type. Imidlertid antager man i Holland at der sker en meget stor denitrifikation i jorden fordi grundvands-standen som regel er høj. Dette bevirker at op mod halvdelen af N-overskud-det antages fordampet som frit kvælstof (samt en vis andel lattergas), hvorfor udvaskningen per ha er på niveau med den danske (hhv. 81 og 97 kg N per ha). Den tyske bedrift har meget lav udvaskning per ha, men et ammoniaktab på niveau med det danske, som følge af stald- og gødningstypen (fast gødning giver højere ammoniaktab per kg N i husdyrgødning end gylle). Vurderet i forhold til den producerede mængde mælk, er udvaskningen højest i den hollandske og den danske type, mens den er lavest i den tyske (figur 2.1). At udvaskningen ikke er højere i den intensive type på vedvarende græs, skyldes antagelsen om høj denitrifikation i Holland. Den høje ammoniak-fordampning per kg mælk i den tyske type medfører at den har den højeste forsuring per kg. Figur 2.1 viser således modsatrettede forhold mellem ammoniaktab og udvaskning i de ellers relativt ens tyske og franske bedriftstyper. Det skal understreges at eftersom disse typer ikke nødvendigvis er statistisk repræsentative for landenes mælkeproduktion kan man ikke udlede at ammoniaktabet fra tysk mælkeproduktion i gennemsnit er større end for fransk, de to bedrifter skal betragtes som to eksempler på denne bedriftstype, som kan findes i begge lande. Tabel 2.4: N-balancer på udvalgte mælketyper samt estimerede tab
Alle emissioner til vand er antaget udledt til ferskvand. Arealforbruget per kg mælk er lavest i den intensive type i Holland. Lattergas-emission fra mælkeproduktion er overvejende relateret til vom-gasserne fra køerne selv samt omsætning af gødning i lagre og mark. Eftersom der er brugt standard-tabskvotienter for disse emissioner jf. IPCC, er det ikke overraskende at emissionen af drivhusgasser per kg mælk er næsten ens i de fire typer (figur 2.1). Den lidt højere emission i den intensive vedvarende græstype (Holland) skyldes det ekstra energiforbrug ved produktion af handelsgødning og et højere tab af lattergas som følge af den store omsætning af N (tabel 2.4). På baggrund af ovenstående modellering, samt mere detaljerede sammenligninger af danske og tyske bedriftstyper, har vi i tabel 2.5 foretaget en kvalitativ sammenligning af de vigtigste mælkebedrifter. Som allerede nævnt skyldes forskellene væsentligst forskelle i effektiviteten i udnyttelsen af næringsstofferne i foder og i marken. Den typiske danske mælkebedrift har en vigtig sammenhæng mellem afgrødeproduktion og husdyravl, fordi sædskiftet inkluderer både kløvergræs og korn/salgsafgrøder. Dette giver en god mulighed for at udnytte husdyrgødningen, men det er samtidig en udfordring af skabe den rette næringsstofomsætning i det blandede sædskifte, således at der ikke tabes for meget nitrat ved ompløjning af græsmarkerne. Den intensive type med vedvarende græs importerer store mængder næringsstoffer i både foder og gødning, hvilket giver et højt næringsstof overskud, men der produceres også mere mælk per ha end i de andre typer. De to typer på vedvarende græs med middel intensitet bruger væsentligt mindre importeret foder og maksimerer udnyttelsen af foder fra egne græsmarker, uden at forbruge meget handelsgødning. Der er en modsatrettet effekt mellem mængden af N tabt i form af ammoniak og i form af udvaskning, hvor den middel intensive type med fast møg som gødningshåndtering har relativt større ammoniaktab men lavere udvaskning end den tilsvarende type med gylle som vist i tabel 2.5. I ELPEN systemet kan denne forskel ikke udledes, idet der ikke er redegjort for staldsystemet i typerne og der kan være bedrifter med begge staldtyper især i typerne vedvarende græs med middel og lav intensitet. For bedrifter med høj intensitet er det antaget at den overvejende staldtype er med betonspaltelag og dermed gødningshåndtering som gylle. Det bør bemærkes at de danske konventionelle mælkebedrifter har formindsket deres gødningsforbrug med ca. 25 kg N per ha siden 1999, som er udgangsåret for den danske LCAfood database og tallene i tabel 2.4 og figur 2.1. Derfor er den aktuelle udvaskning og ammoniaktab m.m. mindre i dag, hvilket er inkluderet i den kvalitative sammenligning i tabel 2.5. Den højintensive type med vedvarende græs har potentielt set en stor risiko for næringsstofberigelse, men som nævnt bliver dette reduceret gennem høj denitrifikation i (dele af) Holland, hvorfor der er angivet to niveauer i tabel 2.5 for dette. Tabel 2.5: Kvalitativ sammenligning af miljøprofilen per kg mælk af Europæiske mælkebedrifts typer på fire miljøkategorier. (0 svarer til niveauet for danske konventionelle mælkebedrifter med blandet sædskifte og middel dyretæthed, + indikerer en relativ større miljøpåvirkning, - en relativt lavere).
De økologiske bedriftstyper er medtaget for at vise den mulige effekt af mindre intensive mælkeproduktionssystemer i form af reducerede miljøpåvirkninger. De danske økologiske brug er i gennemsnit lige så store eller større end de konventionelle, men har en lavere dyretæthed. Miljø-påvirkningerne i økologiske produktionssystemer er væsentligt mindre end i konventionelle vurderet per ha men eftersom produktionen per ha er mindre er der kun lille forskel i næringsstoftab per kg mælk (Halberg et al. 2005), især efter de seneste stramninger af gødningsreglerne (Kristensen et al. 2005). Den økologiske bedrift med vedvarende græs kan sammenlignes med den konventionelle ”tyske” bedrift med medium intensitet og har lavere næringsstoftab til eutrofiering. Den ”franske” bedrift med vedvarende græs har omtrent samme emissioner som den danske konventionelle. Der vil naturligvis være store forskelle imellem bedrifter indenfor hver type, forskelle som kan være større end forskellen imellem typerne. Derfor er det også vigtigt at undersøge årsager til variation mellem bedrifter indenfor hver type og udarbejde redskaber til at forbedre miljøprofilen på bedriftsniveau i sammenligning med andre, såkaldt benchmarking. Det er sandsynligt at den stramme danske miljøregulering medfører at variationen mellem danske bedrifter er mindre end i de andre lande, hvorfor der vil være færre bedrifter med meget store emissioner per kg mælk. Dette kunne være en markedsmæssig fordel idet risikoen for negative miljøhistorier er begrænset. Pesticidforbrug er ikke medtaget i miljøvurderingen pga. mangel på data, men dette vurderes ikke at være afgørende ved vurdering af mælkebedrifter. Derimod er det vigtigt at mælkebedrifter potentielt set kan bidrage til opretholdelsen af værdifulde halvkulturarealer i form af enge og overdrev. Dette er et vigtigt mål både i Danmark og andre EU lande men er ikke medtaget i analysen, hvor arealforbruget snarere udtrykker en uønsket beslaglæggelse af areal som ellers kunne være natur. De danske bedrifter har i gennemsnit ca. 10% af arealet som vedvarende græsmarker på halvkulturarealer mens de intensive på vedvarende græs i mindre grad vedligeholder værdifulde halvkulturarealer. De andre typer på vedvarende græs bidrager i visse geografiske områder med at vedligeholde store arealer af den type. 2.4 Anbefalinger i forhold til dansk miljøindsatsUd fra ovenstående analyse af forskelle mellem bedriftstyper kan det konkluderes at følgende faktorer er vigtige for den relative miljøprofil af mælk:
Det er ikke hensigten i denne rapport at beskrive i detaljer mulighederne for at forbedre de danske bedrifters miljøprofil gennem tekniske og driftsledelses-mæssige tiltag. Sådanne oversigter er givet i den tidligere rapport til Produktpanelet (Thodberg et al. 2004), samt i et antal rapporter udarbejdet som forberedelse af VMP3 (Skov- og Naturstyrelsen 2003). 3 Markeder og miljøstrategiLis Thodberg og Claus Mosby Jespersen3.1 Introduktion og metodeHvis leverandører af fødevarer skal arbejde videre med at tilvejebringe miljøinformation om deres produkter opgivet pr. kg eller pr. liter produkt forudsætter det, at markederne kan bringes til en forståelse af at netop dette aspekt - at leverandøren kan fortælle den fulde miljøhistorie knyttet til produktet - er en ekstra kvalitet ved produktet og dermed retfærdiggør en højere pris etc. Der er en række overordnede forhold der viser at markedet for fødevarer faktisk honorerer den type information. Projektet ”Miljødialog mellem den internationale detailhandel og deres leverandører” [1] præsenterer nogle resultater fra en undersøgelse af den internationale detailhandel. Resultaterne peger på at der er en tendens til at detailhandlen ikke arbejder med miljø som et enkeltstående tema, men derimod integrerer miljøspørgsmål i et større perspektiv og at det typisk er temaer som fødevaresikkerhed, sporbarhed, sundhed & ernæring, energiforbrug, affald og arbejdsmiljøforhold, der arbejdes med i de store detailhandelskæder. Det nævnte projekt viser også at detailhandlen opfatter sig selv som hele fødevarekædens ansigt overfor omverdenen og at aktørerne derfor bliver mere og mere opmærksomme på produktionsmetoder og etik hos leverandører. Desuden er udviklingen af detailhandelens private labels i stærk vækst. Denne udvikling knytter detailhandel og leverandørerne tættere sammen, både i dialogen om miljø samt om produktudviklingen. Private labels giver detailhandlen mulighed for overblik over hele produktionskæden, hvilket sikrer en optimal risikostyring. På denne anden side viser samme undersøgelse at livscyklusvurderinger af produkter (LCA) ikke er i fokus hos den internationale detailhandel, og det har ikke været muligt at finde eksempler på at detailhandlen anvender LCA eller lignende værktøjer i deres miljøarbejde. Projektets indtryk er at produktorientering ikke endnu er en tilgang, der har vundet indpas i dialogen mellem detailhandelen og deres leverandører. For at belyse ovenstående yderligere er der i nærværende projekt udarbejdet en kortfattet beskrivelse af de vigtigste miljøkarakteristika der anses at have eller ville få konkurrencemæssig betydning for afsætning af hhv. frisk mælk og svinekød på relevante markeder og under forskellige konkurrencesituationer. Markedsbeskrivelserne er udarbejdet på grundlag af interview med en række nøglepersoner med kendskab til produkter og marked:
Interviews er refereret skriftligt og efterfølgende godkendt til anvendelse af den interviewede. 3.2 MælkFor hvad angår frisk mælk, er der gennemført interview med miljømedarbejdere i Arla Foods og afsætningskyndige i Mejeriforeningen. Generelt for afsætningen af frisk mælk kan siges, at ”hjemmemarkederne” for frisk mælk er Danmark, Sverige (Arla) og England (Arla). Der eksporteres primært smør, ost og mælkepulver/protein (B2B). De væsentligste konkurrenter på frisk mælk er Polen og Tyskland. Mejeriforeningen oplever ikke, at dokumentation for miljøpåvirkning fra produktion af mælk indgår i markedsføringen af mælk. En undtagelse er dog økologisk mælk, der blandt andet markedsføres på at være mere miljøvenligt produceret og bedre for dyrevelfærden. Markedsføringen sker dog i generelle termer, baseret på de regler, der gælder for økologisk produktion, og ikke ud fra miljøpåvirkning per liter produkt. Livscyklusperspektivet anvendes således ikke. Mejeriforeningen er ikke bekendt med at detailkæderne stiller særskilte krav til miljødokumentation. Det er muligt at de i fremtiden vil gøre det hvis de kan se det som et led i deres egen kædeprofilering eller måske i forbindelse med egen markedsføring af private labels. I så fald kan det måske få betydning for mulighederne for at kunne substituere mellem leverandører af private-label produkter. Det er også foreningens opfattelse, at dokumentation af miljøpåvirkningen fra en liter frisk mælk set fra ”vugge til grav” ikke vil blive aktuel alene på mælk, men måske for en virksomheds produkter generelt. Det vil dog kræve, at man kan sige noget om miljøpåvirkning generelt og kunne fortælle, at man er bedre end andre på dette område. Spørgsmålet er, om der, ud over eksempelvis besparelser på energi mv. er direkte penge i en sådan dokumentation i form af en merpris? Hvis man skal bruge økologien som eksempel, så har frisk mælk i Danmark en markedsandel på 26%, mens økologisk ost har en på ca. 5%. Vurderingen er, at de forbrugere, der køber økologi ud fra miljømæssige hensyn udgør disse 5% - mens at resten af øko-mælkedrikkerne køber økologisk mælk ud fra andre parametre end renere miljø. Mejeriforeningen har, efter anmodning fra branchen, sammen med Dansk Kvæg udarbejdet en branchepolitik for udledning af affaldsstoffer på mælkeproducenters marker, populært kaldet "Branchepolitik for spildevandsslam". Denne politik er udarbejdet ud fra en markedsmæssig vurdering for at undgå uheldig omtale og sammenhæng mellem udsprøjtning af affaldsstoffer og produktion af mejeriprodukter. Frisk mælk som ”begreb” og produkt er i øvrigt under pres og hvis udviklingen flytter sig til mere UHT mælk vil en historie om miljøbelastning pr. liter evt. kunne være en konkurrence-parameter. Det er Arla's opfattelse, at produktorienteringen primært egner sig som internt redskab til at forbedre management på den enkelte gård. De enkelte markeder kan beskrives således: Sverige England 3.3 SvinekødFor svinekød er der gennemført interview med markedsansvarlige i Danske Slagterier og på Danish Crown. Generelt anføres det at miljø og miljøforhold indgår som ét af mange elementer i en overordnet koordineret markedsførings-indsats fra dansk side mod eksportmarkederne. Miljøinteressen er generelt størst i Nordeuropa (England, Tyskland, Sverige). Det er svært at sige, hvordan ”miljø” opfattes på de forskellige markeder. Begrebet kan opfattes som blandet med dyrevelfærd, kvalitet, arbejdsmiljø osv. Miljøkatastrofer og negativ presseomtale af miljøforhold i landbruget i Danmark vurderes at kunne påvirke markederne i England, Sverige og Japan. Danmark markedsfører aldrig kødprodukter mv. ved i markedsføringen at sammenligne med konkurrenter, der præsterer dårligere end danske produkter. Vi fortæller typisk, hvor gode produkterne og ”Danish” er og lader kunderne vurdere vores konkurrenter. Hvis der faktisk eksisterer dokumentation for f.eks. at dansk svinekød er miljømæssigt bedre pr. kg end andre landes, så er det dog muligt at det vil blive brugt i markedsføringen, fordi det vurderes at den type miljøforhold, som knytter sig til hele kæden, ligger så langt fra forbrugerens opfattelse af produktegenskaber, at det ikke ”forstyrrer” billedet af smag, kvalitet mv. Miljø i primærproduktionen og på slagterier indgår desuden i materialet Quality Matters, som blandt andet beskriver den lovgivning som landbrug og slagterier skal overholde, eksempelvis for gyllehåndtering. Miljø indgår i situationerne før det konkrete salg, det vil sige i aftagernes overordnede udvælgelse af leverandører. Prisforhandlingerne er også adskilt fra miljødiskussionen. Dog indgår miljøomkostninger som et af argumenterne for højere produktionsomkostninger i Danmark. Hvor det er muligt og hensigtsmæssig, markedsføres dansk svinekød under mærket ”Danish” og mærket står meget stærkt i nogle lande. Eksempelvis er ”Danish” det 4. mest kendte mærke i Japan foran blandt andet en lang række elektronik- og bilmærker. Den generelle trend er dog at man generelt er på vej væk fra ”Danish” som brand. Der er ikke længere tale om deciderede hjemmemarkeder. De store koncerner producerer, forarbejder og sælger kød på kryds og tværs af lande. De enkelte markeder kan beskrives således: England Markederne ”drives” af de store detailhandelskæder og de søger hele tiden nye forhold, der kan indgå som en del af deres brand (dyrevelfærd, økologi, GMO-”frihed” osv.) og miljø kan sagtens blive det næste. Det er bare ikke til at sige hvornår! Detailhandlen i England tjener penge og der er ”plads” til nye indsatser og initiativer, som bruges til at differentiere sig fra andre kæder. Kæderne søger at afkode tendenser på forbrugersiden. Tyskland Det tyske marked er forbrugerdrevet. Tyskland er et meget differentieret marked, hvor pris spiller en afgørende rolle. Tyskland importerer primært produkter (typisk forender) til videreforarbejdning i et stort antal mindre virksomheder. Informationer knyttet til varens oprindelse, når derfor ikke ud til forbrugerne. Tyske detailhandelskæder tjener ingen penge. Discountbølgen er heftigst i Tyskland. ”Danish” har ringe betydning. Forbrugerne køber det produkt detailkæden tilbyder. Ingen detailkæde har endnu slået sig op på miljø - det kommer sandsynligvis, spørgsmålet er hvornår? Koncernerne ”shopper ind og ud” af detailhandelskæderne. Derfor giver en branding knyttet til bestemte produkter/lande umiddelbart ingen mening for kæderne. Brandet skal skabes på baggrund af kædens generelle krav til deres produkter. Store negative miljøbegivenheder i Danmark vil ikke påvirke markedet. Frankrig og Italien Detailhandlen i Frankrig er økonomisk presset og der er derfor ikke fokus på miljø og relaterede forhold. USA Amerikanerne opfatter dansk landbrug som småt, familiedrevet og medicinfrit. Sverige De svenske detailhandelskæder efterspørger miljødokumentation. Rusland Japan Pakker er mærket med ”Danish” i butikkerne og restauranter og cateringvirksomheder benytter også Danish logoet i deres reklamer. Her er markedsføringen af Danmark helt central. Miljøet spiller en stor rolle - men som brik i en større sammenhæng. Vi fortæller historier om Danmark og om vores produkter. Miljøet ligger implicit, som en del af historien. Vores produkter markedsføres som ”Safe, clean and tasty” Danske Slagterier har et tæt samarbejde med Coop i Japan. Coop nyder meget stor respekt hos den japanske forbruger og er meget kræsen med hvilke produkter, der sælges. Coop er et stærkt brand i Japan og dansk svinekød er det eneste importerede kød, der sælges. Coop fortæller bemærkelsesværdigt meget om dansk svinekød - mange konkrete fakta. Selvom Danmark ”kun” er en råvareleverandør, så har vi faktisk på det japanske marked en helt markant identitet og et brand helt ud til den enkelte forbruger. En historie om en god miljøpræstation pr. kg. svinekød vil helt sikkert blive brugt i markedsføringen - igen som en del af en større helhed. 3.4 Sammenfattende vurderingVores undersøgelse for mælk peger på at historien om miljøpræstation pr. produkt, når det gælder frisk mælk, af mejerisektoren primært vil blive anvendt til gårdmanagement. Vores undersøgelse for svinekød peger på at historien om miljøpræstation pr. produkt kan anvendes direkte på det japanske marked og måske i en bearbejdet form til det amerikanske. Desuden tyder noget på, at der skal udarbejdes et beredskab på at dokumentere miljøpræstation til det engelske marked. HenvisningerAndersen E, Elbersen B, Godeschalk F. (2005). Assessing multifunctionality of European livestock systems. In Brouwer (ed.): “Sustaining agriculture and the rural economy: Governance, policy and multifunctionality.” New York: Edward Elgar. Forthcoming. Bertilsson J. (2002). Methane emissions from enteric fermentation. Effects of diet composition. Pp. 37-53 in Petersen & Olesen: “Greenhouse gas inventories for Agriculture in the Nordic countries”. DIAS report no. 81. Dalgaard R, Halberg N, Kristensen I S, Larsen I. (2004). An LCA inventory based on representative and coherent farm types. PP. 98-106 in Halberg (Ed.): ”Life Cycle Assessment in the Agri-food sector. Proceedings from the 4th International Conference, October 6-8, 2003, Bygholm, Denmark” DIAS report Animal Husbandry no. 61. http://www.lcafood.dk/lca_conf/DJFrapport_paper_2_poster.pdf Haas G, Wetterich F, Köpke U. (2001). Comparing intensive, extensified and organic grassland farming in southern Germany by process life cycle assessment. Agriculture Ecosystems and Environment 83:43-53. Halberg N, van der Werf H M G, Basset-Mens C, Dalgaard R, de Boer I J M. (2005). Environmental Assessment tools for the evaluation and improvement of European livestock production systems. Livestock Production Science. In print. Hauschild M, Potting J. (2004). Spatial differentiation in life cycle impact assessment. The EDIP2003 methodology. Guidelines from the Danish Environmental Protection Agency. http://www.lca-center.dk/lca-center_docs/showdoc.asp?id=041110135347&type=doc Hvid S K , Weidema B P, Kristensen I S , Dalgaard R, Nielsen A H, Bech-Larsen T. (2004). Miljøvurdering af landbrugsprodukter. København: Miljøstyrelsen. (Miljøprojekt 954). Kristensen I S, Halberg N, Nielsen A H, Dalgaard R. (2005). N-turnover on Danish mixed dairy farms. Part II. Pp. 91-109 in Bos et al. (Eds.): “Nutrient management on farm scale. How to attain policy objectives in regions with intensive dairy farming.” Report 1 EGF Working Group ”Dairy Farming Systems”, Wageningen. Plant Research International 83. http://www.lcafood.org/processes/agriculture/Part%20II%20N%20turnover%20on%20Danish%20mixed%20dairy%20farms.pdf LEI (2004). BINternet statistics. Available at http://www2.lei.dlo.nl/binternet. Accessed April 2004. Den Haag: LEI-DLO; Agricultural economics research institute of The Netherlands. Nielsen P H, Nielsen A M, Weidema B P, Dalgaard R, Halberg N. (2003). LCA food data base. www.lcafood.dk. Rasmussen J. (2004). Omkostninger i international svineproduktion 2002. København: Landsudvalget for Svin. (Faglig publikation Rapport no. 24) samt underliggende upubliceret regneark. Skov- og Naturstyrelsen (2003). Forberedelse af Vandmiljøplan III. Del V. Syntese af arbejdsgruppernes rapporter. Endvidere rapporter fra de tekniske undergrupper. Publiceret på http://www.vmp3.dk. Skov- og Naturstyrelsen, Ministeriet for Fødevarer, Landbrug og Fiskeri. Thodberg L, Bauer B, Weidema B, Cederberg C, Søndergaard H A, Løber M, Halberg N, Madsen N L, Nielsen P H, Kofoed S, Hvid S K. (2004). Produktorienteret miljøindsats i landbrugssektoren - forudsætninger. København: Miljøstyrelsen. (Miljøprojekt 900). Weidema B P, Christiansen K, Nielsen A M, Norris G A, Notten P, Suh S, Madsen J. (2004). Prioritisation within the integrated product policy. Copenhagen: Danish Environmental Protection Agency. (Environmental project no. 980). Bilag A Pig production in 5 different countries. Production technology and environmental data.Anne Merete Nielsen, Claus Mosby Jespersen, Bo Weidema, Greg Norris, Pere Fullana, Llorenç Milà i Canals, Imke de Boer, Jacob Madsen A.1 Background: Pig production and the environmentThe global pork production in 1993 was 76 Tg. By the year 2003, this had increased to 99 Tg (Faostat, 2004). The 15 countries with the largest production together make up more than 80 % of the total, global production. These countries are shown in table A.1. Some of these countries have a high production per inhabitant. This indicates that these countries have a high domestic consumption and/or a high export. Denmark is in top with 329 kg pork produced per inhabitant. Netherlands and Spain comes next with more than 80 kg pork produced per inhabitant. Some of these countries have a very intensive production per area. Denmark and Netherlands are in top with 409 and 342 kg pork produced per hectare. Table A.1. The 15 countries contributing most to global pork production 2003. FAOstat (2004).
In this study, we focus on Denmark and the most important competing countries, as estimated by industry representatives. Data on pig production are collected for 5 different countries: Denmark, Netherlands, Spain, Brazil and US. For USA, production in Iowa and North Carolina were chosen for further study. Iowa represents production in the Heartland of USA “the corn belt”. This production has had a large share of American pig production in the past. North Carolina represents production in the southeastern states. This production has a growing share of the American pig production.
Figure A.1. Development in Pig Production 1088-2003 in the 5 countries under study (in Mg) (FAOSTAT 2004). The pig production in US, Spain and Brazil is increasing rapidly (see figure A.1), whereas the production in Denmark experiences a more modest growth. Pig production in the Netherlands is stable/slightly decreasing. A.2 What do we know about environmental impacts from pig production?The LCAfood project (Nielsen et al., 2003) provided a database for environmental assessment of basic food. In this model, Danish pig production is split up into 7 farm types according to animal density and soil type. The most important inputs and outputs as well as emissions to air and water from these productions are modelled according to national statistics. As can be seen in figure A.2, the main environmental impacts from Danish pigs are nature occupation and nutrient enrichment, when assessed with the EDIP impact assessment methodology extended the impact category nature occupation (as a rough indicator for biodiversity impacts of land use).
Figure A.2. Normalised environmental impact from 100 kg Danish pig.Calculation based on data from Nielsen et al. (2003) and EDIP impact assessment methodology, adapted by Nielsen et al. (2003). Nature occupation is the environmental impact category contributing most to the normalised score. Approximately 50 % of the land use contributing to nature occupation is caused by production of soy, which is used as protein feed input in the pig production. Nutrient enrichment is mostly caused by nitrate and ammonia from agricultural productions. Less than 1 % comes from combustion processes in agriculture, transport and other production. Acidification is almost entirely caused by ammonia from pig production. Nitrous oxides and methane from agricultural productions make up 80 % of the global warming, whereas CO2 only contribute 20 %. Note that pesticides are not included in this assessment, and the impact categories ecological toxicity and human toxicity mainly cover toxic impacts from combustion processes. For eutrophication, global warming, and nature occupation, the main contributions are from the production of pigs at the farm and the soybean cultivation, see figures A.3-A.5. In these figures, the pig production is modelled as a pig farm including fattening of pigs (from 30 kg to 100 kg) and cultivation of various crops at the associated farmland. Production of piglets (breeding and fattening till 30 kg) is assumed separated from this production. Soy cultivation abroad supplies protein feed for the production. Note that transportation of soy to Denmark and processing into livestock feed contributes insignificantly to the environmental impacts. All environmental impacts at the farm are attributed to the pigs, which are considered the main product determining the overall production. The crop by-products produced at the pig farm are assumed to replace similar productions elsewhere in the world. The emissions and use of resources from these replaced productions thus contribute with negative environmental impacts (seen as the negative values in figure A.3-A.5).
Figure A.3. Contribution to global warming from 1 kg Danish pig ready for slaughter divided on processes. Processes contributing with more than 5 % of the total amount are shown individually. Calculation based on Nielsen et al. 2003.
Figure A.4. Contribution to Eutrophication from 1 kg Danish pig ready for slaughter divided on processes. Processes contributing with more than 5 % of the total amount are shown individually. Calculation based on Nielsen et al. 2003.
Figure A.5. Contribution to nature occupation from 1 kg Danish pig ready for slaughter divided on processes. Processes contributing with more than 5 % of the total amount are shown individually. Calculation based on Nielsen et al. 2003. A.3 Scope of the data collection of this studyBased on the knowledge of the Danish farm system and its main environmental impacts, as outlined above, we concentrated the data collection for the foreign competing products on the following data:
Data are collected for the modern production technology, which is likely to be implemented to meet future increases in demand. Pig production is modelled separately from cultivation of crops. A.4 Description of production technologyAll 5 countries have experienced the same development towards industrialised production. In this development, pig production has been separated from other agricultural productions, which also means that feed production (crop cultivation) and utilisation of manure as fertiliser in crop cultivation are now increasingly separated. In US, parts of the administration and marketing have been split out from pig production as well. The majority of US pigs are thus produced on farms that are run by a farmer (operator) different from their owner (contractor), a trend also seen in Spain. Pig production units have grown in size. For example from 1982 to 1997 in US, the number of pigs per farm increased by more than 300%, while the number of pig farms decreased by two thirds (McBride, 2003). Newest development goes in the direction of further specialisation, where the processes of farrowing, nursing and fattening are split out on separate production units. A.4.1. Manure handling systemsManure used to be utilised as fertiliser in crop production. With the above-mentioned development of pig production, all countries face the problem that manure is in excess on pig producing farms. Artificial fertiliser is relatively cheap compared to the cost of storing and transporting manure to distant crop producing areas. In Europe, much focus has been on the negative impacts of nutrient enrichment caused by emissions from manure. In Netherlands as well as Denmark, manure is always stored in covered tanks, which is the storage system with the lowest emissions. In Spain, some open storage may still exist, but the marginal production (i.e. the new production units that are installed with increasing production) will have modern technology with covered tanks. When manure is applied as fertiliser on land, emissions are highest when manure is applied with a sprinkler, and lower when the manure is incorporated into the soil. In contrast, a combination of lagoon storage and sprinkler application is actively used in US to increase evaporation (emissions to air) and decrease emissions direct to water biotopes. Only approximately 80 % of the small farm units have a manure storing facility (see table A.2.). The remaining farms must be assumed to use the storing system of neighbouring farms or apply manure on farmland immediately. Modern productions always have manure-storing systems. In the southern seaboard (North Carolina), use of lagoons is absolutely prevalent. In the US heartland (Iowa), more than 30 % is stored in pits or tanks. This can be explained by the bigger amount of crop production in the heartland, which makes it more economically interesting to utilise manure as fertiliser. Also, application of manure by incorporation into the soil (either by injection or tillage operation) is much higher in the heartland, than in the southern seaboard. More than two-thirds of the liquid manure from medium or large-scale production operations in the Heartland was incorporated into the soil (either by injection or tillage operation) at application, compared with less than 15 percent of manure on those operations in the southern seaboard (McBride, 2003). A major part of the growth in US pig production can be expected to take place in North Carolina (McBride, 2003). Therefore storage of manure in open lagoons is assumed for the modelling.
Table A.2. Presence of manure storing facilities at farms in US (McBride, 2003). i.d. means insufficient data. 1 Animal unit equals 7.8 pigs raised from 20 to 100 kg. Further definition of this term can be found in table D.7. Data from Brazil report of manure stored in grooves covered with plastic or masonry. A.4.2. Feed efficiencyThe feed conversion factor, or feed transition coefficient is the amount needed of kg feed to produce 1 kg pig ready for slaughter. It is usually calculated separately for the breeding, piglet production and the fattening period (see table A.3). However, it is usually only the feed conversion factor in the fattening production that is compared (see e.g. table A.4), since in the piglet production the crucial parameter is rather the number of piglets per year-sow. Table A.3. Feed conversion factors in Danish pig production.
Table A.4. Average feed conversion factors for the fattening period (Rasmussen, 2004).
The average feed conversion factors estimated by the Danish National Committee of Pig Production (table A.4) are not necessarily representative of the modern technologies, which will be affected by future increase in demand. In general, in our own data-collection (see tables A.5-8) we have not found any significant difference in feed conversion factors for fattening between modern, industrial scale farms in the different countries. This implies that the only difference in the overall feed conversion factors (i.e. including the breeding) is due to the difference in number of surviving pigs per year-sow (see table A.9). Table A.5. Feed conversion factors in Dutch farms. DSU meansDutch Size Units and is a measure of the economic size of agricultural productions based on the standard gross margins.
1 Data from Rasmussen (2004). 2 Data from LEI (2004). National statistics on Dutch pig production shows that the feed conversion factor does not vary significantly between farm sizes (see table A.9). Integrated farms have a slightly lower feed efficiency than farms specialised in production of either piglets or fattening pigs. Table A.6. Feed conversion factors for modern technology in Spain. All data are in kg feed per kg weight gain. Data from database of private consultancy, see annex C, section 1.2.
Table A.7. Feed conversion factors for 4 different sizes of pig production in US. All data are in kg feed per kg weight gain. Source: McBride (2003; table 6).
* uncertainty on this estimate is higher than on other estimates in this table (coefficient of variation between 25 and 50). nr indicates not reported due to a limited sample size and a high coefficient of variation. Data in table A.7 cover average US production grouped according to type of production as well as size. Industrial productions always have the lowest feed coefficients. The relatively high values for integrated farms may be explained by the fact that they are often older farms. Table A.8. Feed conversion factor for production units in three areas of USA. McBride (2003). All data are in kg feed per kg weight gain.
1 uncertainty on this estimate is higher than on other estimates in this table (coefficient of variation is higher than 50). nr indicates not reported due to a limited sample size and a high coefficient of variation. Table A.8 shows average US productions grouped according to geographic location and type of production. The relatively low values for production in the Southern Seaboard can be explained by the recent production increases in this area, which implicates that the estimate in table A.8 cover a larger share of modern farms. The estimates for disintegrated production in the Southern Seaboard could therefore be used as estimate of modern US technology. For Brazil a value of 2.5 kg feed per kg pig was reported. However, this was not verified from other sources. We have not found any convincing arguments to support that the feed transition coefficient for fattening in modern, industrialised technology should vary between the countries. However, taking to account the differences in number of pigs per sow, the overall feed conversion factor does vary slightly between the countries as seen in Table A.9. Table A.9. Number of pigs per year-sow and overall feed conversion factors for modern, industrialised farms in the five countries.
1) Rasmussen (2003) A.4.3 Feed compositionCarbohydrate crops such as maize, cereals (barley, wheat, etc.) form the energy basis of the feed. This may be substituted to some degree by industrial by-products when available. However, this availability is limited by the production volume of the corresponding main products. Therefore, an increase in pig production cannot be based on industrial by-products, and the standard feed rations we have used in our calculations are therefore based exclusively on crops. In Denmark and the Netherlands, barley and wheat/triticale are the most important sources of carbohydrate, whereas maize is the major feed input in US. In Spain a combination of maize and cereals is used. The typical protein source is soy meal from soybeans. USA, Brazil, Argentina and Canada supply the majority of soybeans. In Spain, spring peas is reported as a competitive national ingredient that allows a reduction in price and therefore is used whenever available. However, the significant amount of the protein feed for pig production in all countries can be expected to come from soy meal. Based on data on feed combinations in the different countries in table B.1, C.2, D.1 and D.4, the marginal feed combinations in table A.10 are used for our comparisons. For Spain we assume that modern productions will have the same relationship between protein and carbohydrate feed as Danish and Dutch productions. For US, we have assumed a relatively high-protein feed combination to be representative of the marginal production facilities. For Brazil, the input of meat meal has been converted to soybean meal in the marginal feed combination. Table A.10. Marginal feed combinations in pig production (in mass-%)
Based on the data presented above, a model for each production is compiled in the table below. Inputs of crop based live stock feed and synthetic amino acids are estimated based on a the feed coefficients in table A.9 and the feed combinations in table A.10. A supplement of synthetic amino acids and mineral feed is estimated based on Danish data. Table A.11. Feedstuff inputs to pig production.
The data are chosen to reflect the technology that will be used for future production increases, i.e. specialized, large-scale production. Soy is traded on a global market. Increases in consumption of protein feed will most likely affect the production of soybean in South America, no matter in which country the consumption takes place. Therefore a common cultivation model for South American soybean (from Nielsen et al. 2003) has been used for calculating environmental impacts from all 5 countries. Similarly, wheat and other carbohydrate feed stuffs are traded on more regional markets, but changes in consumption in one part of the world may still influence production in another part. Therefore we have used a common cultivation model for wheat and barley (from Nielsen et al. 2003) to estimate the environmental impacts from the consumption of carbohydrate feed. Emissions from maize cultivation has been modelled as equal to those from cultivation of the same quantity of wheat, but the land use adjusted to a yield of 9 Mg per ha. A.5 Inputs of energy in pig productionEnergy is used for transport and handling of manure and for heating and light in the production plant etc. The Dutch estimate of energy consumption is shown in table A.12. Energy consumption is highest in the breeding phase. Differences in energy consumption in the farms sorted by size can be explained by differences in the amount of breeding and piglet production. Table A.12. Direct use of energy per fuel on Dutch farms (stables only). All Data in MJ/kg produced pig.
Danish data are in the same range as the Dutch, but in the statistical data it is less easy to distinguish between energy used in stables and energy used for other farm processes. The Spanish data have been discarded, as they were conspicuously low in comparison. Based on Ozkan and Harmon (1995), the American fuel consumption can be estimated to 3.0 MJ/kg pig. These data are, however, quite old. Because of the low importance of the energy consumption for the overall impact from pig production, no particular effort has been spent on improving the data quality. In the calculations, we therefore use the same data (for the Dutch production on integrated farms for all countries (i.e. 2.34 MJ diesel and 0.8 MJ direct electricity). A.6 Emissions to air from pig productionEmission from the manure depend upon the manure handling system and the climate, and is identified as one of the most important differences between the production systems in the different countries. Air emissions increase by high temperatures storage in open pits or lagoons instead of covered tanks, application by use of sprinkler instead of incorporation into the soil, and high temperatures. A.6.1. Emissions of NH3In the table below, the average data on emission of ammonia from pig production is presented. Table A.13. Emission of ammonia from pig production per kg produced pig, average technology. All figures in g N/kg pig. Values have been rounded.
1) Hutchings et al. (2001). 2) Own calculation Based on Hoek (2002) and Statistics Netherlands (2004). 3) Own calculation Based on closed-cycle production systems cf. Spanish Ministry of Agriculture, Fisheries and Food. (2004). See further details in Table C.4. 4) Own calculation Based on US EPA (2004). The values in table A.13 refer to average production. Danish and Dutch values were not found to vary significantly. No specific data were found for Brazil. Since the manure storage conditions appear to be closer to European, and the climate of Brazil is closer to Spain than to Denmark or The Netherlands, the Spanish data are used as a proxy for Brazilian data. Modern production units can be expected to have a lower amount of nitrogen in the manure as a consequence of the lower feed transition coefficients. In table A.14, the above data are adjusted in accordance with the feed inputs of the modern technology farms, as outlined in Chapter A.4. For Spain, further details on the emission factors are presented in table C.4. For USA, the data represent the production system of the South-eastern seaboard, where the focus is on minimising eutrophication of water by maximising emissions to air. Table A.14. Emission of ammonia from pig production per kg produced pig, modern technology. N in manure is own calculation based on the use of feed presented in Chapter A.4. All figures in g N/kg pig. Values have been rounded.
A.6.2. Emissions of methaneGiven the very similar feed conversion factors between the countries, the difference in methane emissions (which are calculated with standard factors based on the feed input) is also limited. Calculated with the default methane conversion factor provided by IPCC (39%) the emission is 65 g CH4/kg pig for DK, NL and Brazil, and 66g CH4/kg pig for ES and USA. A.6.3. Emissions of N2OEmissions of nitrous oxides from pig production are estimated on the basis of the nitrogen balance of the production (see table A.17) and standard emission factors: the emission of nitrous oxides is estimated to be 1 % of the nitrogen emitted as ammonia, and 2.5 % of the nitrogen potential for leaching. Table A.15. Estimates of emissions of nitrous oxide from pig production. All values in g N2O per kg pig.
A.7 Emissions to water from pig productionPotential leaching of nitrogen are calculated based on nutrient balances. The emission data presented in the previous sections are integrated with the data on feed consumption and modified to give a realistic model of the substance flows of the pig production. Emissions to water can be estimated as the difference between nutrients in the inputs (feedstuffs) minus the outputs in pigs, crops and known emissions. To calculate the nutrient content of the inputs, the data presented in the table below have been used. Table A.16. Content of dry matter and nitrogen in feedstuff. (Møller et al. 2000 og Landsudvalget for svin 1994).
Based on table A.16 and the adjusted data on feed consumption and emissions, the nutrient balance is calculated in table A.17. The amounts of N utilised by plants have been estimated to 50% of the available N, except for Denmark where legislative requirements have raised this to 75%. Table A.17. Nitrogen balance of pig productions. All data in g N per kg produced pig. Nitrogen content in feed is calculated from the feed inputs in table A.11 and the nutrient contents of table A.16. Differences in sums due to rounding.
A.8 Avoided emissions from artificial fertiliserThe N utilised by plants from Table A.17 is calculated as avoided artificial fertiliser input, using the data from LCA-Food (Nielsen et al. 2003), which includes production of artificial fertiliser, the difference in energy for spreading, and field emissions related to application of artificial fertiliser. A.9 data uncertaintyUncertainties on the above data sources have been estimated and are summarized in Table A.18. Table A.18. Uncertainty estimates for the data applied in this analysis
Uncertainty on the feed coefficient is used as uncertainty factor for the single feed inputs, which also affects the area occupation. For Denmark, the Netherlands and Spain these values are estimated based on table A.5. Uncertainties for US and Brazil are estimated based on table A.8. Since data in these tables reflect average technology, we assume that the uncertainty is lower in the fraction representing modern technology. Because of the lack of specific data for Brazil, the higher value is chosen. The uncertainties on the methane emissions are estimated from the uncertainty in feed coefficient, since methane emissions relate to the amount of dry matter in manure, which again depends upon the amount of feed. For US, uncertainty on all nitrogen-related emissions and on the amount of replaced artificial fertiliser has been estimated from model calculation of 3 scenarios with different manure handling systems: 1) maximum evaporation from the manure lagoons, 2) Dutch manure handling technology, and 3) an average situation where 30 % of the N-surplus in manure is lost from the lagoons as ammonia, and 14 % of the N-surplus in manure ex storage is lost as ammonia from field application with sprinkler system. For all other countries, the uncertainty of the ammonia emission is estimated from uncertainty on feed coefficient (see above) plus an extra uncertainty caused by differences in manure handling. The amount of fertiliser, which can be replaced by pig manure, is fixed by regulation in Denmark. Therefore the uncertainty on this value is estimated based on the uncertainty of the feed intake. For the Netherlands, Spain and Brazil the uncertainty is based on results from field-experiments of the fertilising effect of manure. Nitrate emission to water (N-tot) is closely connected to the amount of nitrate taken up by the plants, and therefore we estimate the uncertainty to be similar to the uncertainty of the amount of replaced fertiliser (see above). Emissions of nitrous oxides depend partly upon the emissions of ammonia, partly on the emission of nitrogen to water. Therefore the uncertainty is estimated as the larger uncertainty of these variables. ReferencesMcBride W D, Key N. (2003). Economic and Structural Relationships in U.S. Hog Production. Agricultural Economic Report No. 818. U.S. Department of Agriculture. Resource Economics Division, Economic Research Service. Hauschild M, Potting J. (2004). Spatial differentiation in life cycle impact assessment – the EDIP2003 methodology - Final Draft. Guidelines from the Danish Environmental Protection Agency. Copenhagen: Danish Environmental Protection Agency. van der Hoek KW. (2002). Input variables for manure and ammonia data in the Environmental Balance 1999 and 2000. RIVM Rapport 773004012. In Dutch. http://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/773004012.html. Hutchings N, Sommer S G, Andersen J M, Asman W A H. 2001. A detailed ammonia emmision inventory for Denmark. Atmospheric Environment 35:1959-1968. Landsudvalget for svin (1994). Foderstoffer til svin. LEI (the agricultural economics research institute of Netherland), 2004. Binternet statistics. Available at http://www2.lei.dlo.nl/binternet. Accessed April 2004. Møller J, Thøgersen R, Kjeldsen A M, Weisbjerg M R, Søegaard K, Hvelplund T, Børsting C F. (2000). Fodermiddeltabel. Rapport nr. 91, 1-52. Mount R, Zelling K D, Stanislaw C M. (1994). Production and financial summary - 1993. North Carolina State University. Swine development center. Available at http://mark.asci.ncsu.edu/ECONOM~1/pf_sum93.htm. Nielsen P H, Nielsen A M, Weidema B P, Dalgaard R, Halberg N (2003). LCA food data base. www.lcafood.dk. Ozkan E, Harmon J. (1995). Estimating farm fuel requirements for crop production and livestock operations. Iowa State University, Department of Agricultural and Biosystems Engineering. http://www.abe.iastate.edu/livestock/pm587.asp. Rasmussen J. (2004). Costs in international pig production 2002. Report no. 24. Denmark: the National Committee for Pig Production. Spanish Ministry of Agriculture, Fisheries and Food. (2004). Ganaderia. Emisiones de Gases en la Ganaderia. Available through http://www.mapya.es/es/ganaderia/pags/Emisiones_gases/emisiones.htm Statistics Netherlands. (2004). Milieu, natuur en ruimte. Dierlijke mest en mineralen 2001. Available at http://www.cbs.nl/nl/publicaties/artikelen/milieu-en-bodemgebruik/Milieu/mest/2001/dierlijke-mest-mineralen-2001.htm US EPA. (2004). Unspecified statistics. Western Area Power Administration. (2004). Technical Help. Accessed October 2004 at http://www.wapa.gov/es/techhelp/powerline/98sep.htm. Bilag B Pig production in The NetherlandsImke de Boer & Jacob Madsen B.1. Feed inputsData on feed inputs into Dutch pig production is provided in table B.1. Table B.1. Typical Feed composition for Dutch pigs.
B.2. EmissionsData on emissions of nitrogen-containing substances and methane from Dutch pig production is provided in table B.2 and B.3. Table B.2. Nitrogen emissions from Dutch pig production. All data refers to 1 animal in 1 year. 1) Refers to summer feeding.
Table A.3. Methane emissions from Dutch pig production. All data are kg CH4 per animal per year.
Bilag C Pig production in SpainLlorenç Milà i Canals & Pere Fullana Palmer C.1 Executive SummaryPig production in Spain has been assessed through extensive expert interviews and review of existing official statistics. The sector is not very cohesive in terms of production systems, and different tendencies coexist in Spain. Apart from free-range production of pigs, typical from Southern and Western Spain (which is not assessed in this study), very differentiated intensive production systems have been identified. Of these, the biggest farms operating either in “independent, closed-cycle” systems (system 1) or in multi-phases production systems (system 2), seem to be the most competitive ones, and those where marginal increases in Spanish pig production will most likely take place. The former usually operate as producers' cooperatives, while multi-phase production is more usually the result of leasing contracts. This study reports values that can be considered as the marginal technology in Spain, except where specified in the text. Differences in production efficiencies and feedstuff composition have been identified in these two production systems. Waste is almost always collected as liquid slurry and stored for 3-4 months before land spreading. The only product considered in these systems is 100 kg live-weight pigs, and a reference flow of 1 ton of live-weight (10 pigs) is used for expressing the results. In terms of significant environmental indicators, system 1 represents single site farm of ca. 400 sows and 3,600 fattening places in size. In this system there is a consumption of 209.1 kg gestation fodder, 132 kg lactation fodder, 204 kg transition fodder, and 2,282.6 kg fattening fodder per ton of pig live-weight produced. Also 9,874.2 litres of water, 88.2 kWh electricity, and 546.7 MJ diesel is consumed per ton of live-weight. An additional waste source is the dead animals, of which ca. 46 kg are produced per ton of pig live-weight (including reposition sows). System 2, with a multi-site structure including a piglet production farm of ca. 1,500 sows and 13 farms with around 1,000 fattening places in size, is slightly less efficient than System 1, in spite of the identical food conversion rates considered. The main reason is that smaller farms in System 1 result in less sanitary problems, and finally there are less weaned pigs and there is a higher mortality in the transition and fattening stages in System 2. In this system there is a consumption of 220.6 kg gestation fodder, 139.2 kg lactation fodder, 204.8 kg transition fodder, and 2,296.1 kg fattening fodder per ton of pig liveweight produced. Also 10,049.5 litres of water, 92.1 kWh electricity, and 557.4 MJ diesel are consumed. Ca. 51 kg of dead animals (including reposition sows) are produced per ton of pig liveweight. C.2. AcknowledgementsMany experts have provided their time and efforts to the study. We sincerely thank Dr. Joan Tibau (IRTA-Monells); Mr. Arturo Fernández (MAPA, Head of the Livestock production Service); Ms. Raquel Quintanilla (IRTA-Lleida, Manager of Bdporc); Mr. Miquel Collell (B&M Consulting); and Mr. Pep Font (SIP Consultants SCP) for their help in defining and quantifying the production systems; Mr. Guillem Burset (Exporc, CEO) for his references to pig exportations in Spain; Dr. Xavier Flotats (IRTA and University of Lleida, UdL) and Mr. Jaume Boixadera (DARP and UdL) for their support in defining the waste management systems and emissions calculation; and Ms. Maria Ligutti (Brilliant Alternatives, Inc.), for the definition of feedstuff composition. C.3 AbbreviationsCSP: Classical Swine Pest C.4. BackgroundTraditional pig production in Spain consists of extensive systems: the Iberic Pig of the “dehesas” in Central and Southern Spain (Extremadura, Andalusia and Castilla). This type of production, with less than 2 million pigs censed in 2002 [2], is focused on high-quality products, with a clearly differentiated market and production systems, and will not be a topic of research in the present project. Intensive (industrial) pig production begins in Spain in the 1960s, and has known a continuous growth since then. However this development has not been guided towards a specific type of production, and different production structures coexist, often differentiated according to the regions. This report considers “typical” intensive pig production systems in Spain. In intensive production the typical product is a pig of ca. 100 kg live weight (around 6 months of age), although an important part of the production is directed towards bigger animals (ca. 130-140 kg live weight). This latter type of pigs is mainly focused to the interior market, where meat with higher amounts of “infiltrated” fat is highly valued (for cured hams). However, as bigger animals are not oriented towards exportation, their production will not be considered in this report. With a census of around 23.5 million animals (of which 2.6 million sows in December 2002) and ca. 36 million animals slaughtered annually [3], Spain is the second pig producer in Europe with ca. 19% of the pigs, after Germany. The country has lived a quick evolution of pig production structure in the last years, mainly forced by sanitary (burst of Classical Swine Pest, CSP) and economic (price fluctuations) reasons. Due to the spreading of CSP in 1997, basically caused by the import of piglets from the Netherlands, the amount of sows and closed cycle farms has increased in Spain in the last years in order to reduce sanitary risks and assure the provision of piglets. In the last years, small pig farms have had to stop their activity in favour of bigger farms. Mainly in order to cope with fluctuations in price, vertical integration leasing structures (known as “integration contracts”) have flourished in Spain, where feedstuff producers usually control pig fattening, and in the last years also piglets production. The sector has evolved towards 3 different production structures:
Even though more recent data for the distribution between the above-mentioned three types of exploitations are not available, the tendency is that the bigger structures (private integrators and cooperatives) grow at the expense of small independent producers. Thus, in 2004 total production of independent producers has probably decreased while increasing in big cooperatives and private integrators. Intensive pig production in Spain is concentrated in a few regions, with Catalonia concentrating around 6 million pigs, Aragon with near 4 millions, Castilla Leon with over 3 millions, and Andalusia, Murcia and Castilla la Mancha with over 2 millions each by the end of 2002 [7]. C.5. Difficulties in data collectionAs opposite to other countries, where the structures of production may be more or less homogenised through the country, Spain shows a wide variation of farm types, with no common strategies for pig production. This makes it almost impossible to define “typical” farms for pig production. Besides, even though agricultural statistics in Spain are well-established for certain crops, the farm accountancy data network is not oriented at defining production systems, but merely at identifying the existing numbers of animals and crop surfaces. In the case of intensive pig production, there is no official information on farm structure (size of farms, type of feed and waste management, etc.). This is due to the fact that only those farms having agricultural land have an incentive to fill in the questionnaires for the agrarian census (collected by the National Institute for Statistics, INE); as most intensive pig farms have no land, they are not represented in the agrarian census. On the other hand, this census shows a big number of pig farms with very few heads (4-10), corresponding to those farms that apart from another main activity have a few pigs mostly for family consumption. The only official statistics on pig production refer to the total number of heads (per province), and are collected three times per year by the Ministry of Agriculture, Fisheries and Food (MAPA). This information source can only provide a picture of where the pigs are produced and how many are slaughtered each year, but nothing about the structure of the farms where these pigs come from, or the amount of meat produced... [8]. Apart from the total number of heads, MAPA also groups the number of farms existing per each size group, but this is reported for EUROSTAT for the whole country, and consequently it cannot be related to the type of farm (closed-cycle, only fattening, only pig production, etc.). The MAPA is currently preparing an exhaustive registry of pig farms (SIMOPOR), aimed at providing traceability data (pig mobility) in order to guide the administration's role in case of sanitary crises. This program will be of internal use only for the MAPA, and will contain information on the exact locations where pigs are produced at each moment, size of farms, origin of feedstuffs, etc. However this registry will not be publicly available during this year. Finally, the Catalan Institute for Agro-food Technology and Research (IRTA) is managing a joint project with MAPA and the main Spanish association of pig producers (ANPROGAPOR) a database for productivity in farms with sows (called Bdporc). This database is oriented at providing reference data for the pig sector in Spain, but currently is not very representative (around 10% of the sows are registered). It will be used for data on productivity (piglets per sow, mortality, etc.) in different Spanish regions. Similar databases are developed and maintained by private consultants, who provide economic and technical advice to many farmers. One of such databases provides publicly available reference data for food conversion (kg feedstuff/kg live weight gain) in the different life stages (piglet production, transition, and fattening), representing over 130,000 sows of the most efficient farms in the country. These data will be used as representative for the “marginal” farms, where most probably a new pig would be produced if the demand increased [9]. The database from SIP Consultants will be used to define feed uptake efficiency, piglets productivity and mortality in the different life stages, and will contrasted with the “official” data from BdPorc (which provides regional variations from a mix of highly-efficient and “not-so-efficient” farms). C.6. Description of the typical pig production unitsPig production systems are described in terms of the following items:
C.6.1. Pig production farmsTaking into account the huge variability between farm types that exists in Spain, and the difficulty in defining a “typical” farm, the following two systems are defined for pig production in Spain:
Technical descriptions of both systems are provided below. The main difference between the studied systems lies in the mortality rates in all the stages. In system 1 these rates are lower due to the smaller size of the farm, and thus more pigs are weaned per sow per year, and fewer pigs die in the transition and fattening stages in System 1 [11]. This is in turn reflected in lower sanitary costs in System 1 (not shown in the Table). Also the economic structural costs of the farm are slightly higher in System 2, but this is not studied here. Table C.1. Average technical parameters for the description of pig production systems.
C.6.2. Feedstuff productionAll intensive pig producers in Spain use concentrate feeds, which include a big part of imported cereals (mainly soy beans from USA, Brazil and Argentina). Threshold values for the composition of basic feedstuffs may be obtained from FEDNA, the Spanish Association for de Development of Animal Nutrition [12], which are representative of small producers who do not have the required expertise to continuously optimise their feeds. However, all big producers tend to formulate their own feedstuffs themselves, and an expert in feedstuff production has been contacted to develop what can be considered as a representative formulation of pig feedstuffs in Spain [13]. Table C.2. Typical feedstuff composition considered for the different phases of pig production in the study.
The main ingredients are shadowed in table C.2, with the remaining ingredients being by-products that vary in the composition depending on availability and price. The formulations for smaller cooperatives tend to be slightly more fixed due to the storage limitations (they cannot store 20 different ingredients, and so use less by-products even if this results in more expensive feedstuff). Cereals are always the carbohydrate basis, with the importance in Spain with the relative importance decreasing from barley to corn and wheat. They are usually complemented with wheat by-products depending on the availability in order to reduce the price. Cereals are mostly produced in Spain. The typical protein source is soy meal from imported (USA, Brazil, Argentina and Canada) soy beans. However, spring peas is a competitive national ingredient that allows a reduction in price and therefore is used whenever available. When available nationally, peas may represent up to 22% of some compositions (mainly for sows), but to reflect seasonality only 8-10% is expressed in Table B2. Gluten feed (with different % in protein) is usually used to complement soy meal, except in smaller cooperatives with a limited storage capacity. Also for cultural reasons, smaller farms tend to use more soy meal than necessary even if this rises the costs. As fat sources, rice by-products rich in fats are available locally in Catalonia, Aragon and the Southern half of Spain (i.e.: not in Castilla Leon). Complementing this, lard is typically used as well. C.6.3. Waste managementAs noted above, all farms are assumed to collect waste as liquid slurry. Spanish law on regulation of pig farms (RD 324/2000 de ordenación de las explotaciones porcinas) requires a minimum storage capacity of 3 months, while many Autonomous Communities (regions) raise this minimum value to 4 months [14]. For the present study, a storage capacity of 4 months will be considered. Some farms have built underground pits to store the slurry beneath the stables, but the tendency is to build smaller underground pits and increase the capacity of exterior tanks, in order to facilitate disposal [15]. Table C.3 presents figures for slurry collection systems that may be considered for Spain. Of these, the IPCC values are not representative because they include the practice of solid storage, which is not common in Spain. The “official” values have been used by MAPA in order to calculate emission factors, but they are actually not representative (there is no such thing as “daily application” in intensive pig farms, because the law requires a minimum storage of 3 months...). Table C.3: Slurry management systems in Spain (Representation of Spanish pig heads, %). a: Penman et al., 2000. b: Dr. Xavier Flotats, personal communications. May 2004.
It must be noted that underground pits are periodically emptied into external tanks. The emission factors that should be considered for the three types of waste collection (external storage, pit storage < 1 month and > 1 month) would eventually be the same, and therefore an overall category of “liquid slurry” can be considered, representing 89% of Spanish farms. As for the fraction of pigs under pasture, it will not be considered in the present study because this represents extensive pig production in Southern and Western Spain. Finally, the proportion of farms collecting waste as solids (including straw or other types of bedding) are not relevant in Spain, and are only used in small farms. Consequently, and for emissions estimation, 100% liquid slurry collection will be considered in this study. Even though some regions have provided treatment plants mainly with the aim of facilitating slurry transportation (drying, anaerobic digestion...), this is not common practice in Spain. No treatment is thus considered before spreading the slurry on the fields, apart from the storage in tanks for at least 4 months (see above). However, 17 plants will be in operation in 2004 in Spain concentrated in the most saturated regions (especially Catalonia and Castilla León), treating ca. 1.7 Mtons of slurry per year [16]. In the near future new production farms in saturated areas might have to treat their waste in this type of plants. This has not been studied in this project due to its current small relevance, but should possibly be included in future extensions of the project. Most pig slurry produced in Spain is applied to agricultural fields after 3-4 months storage. The transportation is done in “tanker” trucks, and it generally involves short distances (less than 10 km). The distance is a function of the place of production, and it may be up to 30 km or more in specific areas. Particularly, the distance grows in areas with dense concentrated production, or areas where agricultural fields are sparse (e.g.: Catalonia). Castilla and Aragon are areas with lower production densities and bigger cropfields, which allow shorter transport distances. Soil types in Spain may be broadly classified in two main groups according to their pH:
Soil pH will affect waste-derived emissions together with soil humidity, which will basically be determined by rainfall and irrigation. Above 90% of the pig slurry is applied using broadcast spreaders, defined as the reference technology in the BREF document for intensive pig farming (IPTS 2002), and is related to the emission factors discussed below. C.6.4. Emissions from slurryMAPA provides reference values for the EPER Registry [17] to calculate emissions from waste. Emissions of methane, nitrous oxide, and ammonia can be estimated using such values. In the case of NH3, no consideration of waste management and temperature is done in the emission factors, and they will be used as provided by MAPA (see table 4). It must be noted that N content in pig slurry depends on the N intake through the diet, which has been reduced in the last years in order to optimise production efficiency and reduce environmental emissions. The optimisation of feed intake according to the production phase (as it has been explained in Table C.2) and the addition of certain amino-acids with the aim of increasing N uptake by pigs allows to reduce the N content of slurry by 12% [18], and this should be taken into account when estimating the emissions. As in the case of NH3, no consideration of waste management and temperature is done in the emission factors for N2O (see table C.5). Table C.5: Nitrous oxide emissions from pig slurry management in Spain. * Source: http://www.mapya.es/es/ganaderia/pags/Emisiones_gases/emisiones.htm [on-line: 03.06.2004]
As opposite to N2O and NH3, methane emissions from slurry depend on temperature and management system (see table 4.10 in IPCC 2000). These parameters are included in the calculations through the regional factors calculated for each Spanish region taking temperature and a mix of waste management systems into account (factor E in Table C.6). However, the regional methane conversion factors provided by MAPA contemplate a mix of waste management systems not representative of the Spanish situation, and assume that 47% of pig slurry is spread daily in Spain (see Table C.3). With the guidance of Dr Xavier Flotats, who has been assessing the Ministry for the Environment on the issues of animal waste emissions, new factors have been calculated for the main Spanish pig-producing regions (see table 7). These new factors have been calculated assuming 100% of liquid slurry collection and the average annual temperatures in these regions. Table C.7. Regional methane conversion factors for the main Spanish pig-producing regions.
Finally, methane emissions from enteric fermentation must be added to the emissions from slurry. In this case, a fixed rate per animal class is used by MAPA (see Table C.8). Table C.8: Methane emissions from enteric fermentation in pigs in Spain. * Source: http://www.mapya.es/es/ganaderia/pags/Emisiones_gases/emisiones.htm [on-line: 03.06.2004]
Copper and Zinc are common additives in pig feedstuff that generate serious emissions when slurry is applied to fields. These emissions may be estimated from the amounts present in the feedstuffs, and compared to measures of typical slurry compositions (see Table C.9). Table C.9: Pig slurry composition from studies in Spanish samples. DM: Dry Matter; OM: Organic Matter; N-Tot: Total N.
C.7 Life cycle inventory of pig production systems in SpainThe following sections offer the quantitative information for the materials and energy balances in the studied pig production systems. Table C.10. Inputs and outputs for typical Spanish pig production.
References
Bilag D Pig production in the USA and BrazilGregory NorrisD.1 USAThe McBride and Key reference contains useful information on how the economic and structure of the hog farms has changed rapidly in the USA over the past 20 years. As they say “once dominated by many small operations as part of traditional crop-hog farms, hog production has become highly concentrated on large operations with production on several sites”. From 1982 to 1997, while the number of pig farms decreased by two thirds, the number of pigs per farm increased by more than 300% (source NASS census). Up to the early 1970s, the bulk of hog production was done at farrow-to-finish farms which produced their own corn based hog feed. 17 states produce over 94% of total US production. In 1997, Iowa was the largest producer (~12 million to market) with average farm size of ~850 head/farm. North Carolina was the second largest producer with ~9 million head with the most concentrated farms at ~3200 head/farm. From 1987 to 1997, NC had the largest growth in hog production (jumping from 12th to 2nd in total production). Hog production has 3 phases: farrowing, nursing and finishing. The bulk of US farms either handle all 3 phases (farrow-to-finish) or specialized by handling either farrowing and nursing (farrow-to-feeder) or finishing (feeder-to-finish). Farrow-to-finish traditionally was the most common (~65% of total market in 1992), but has been replaced by specialization with farrow-to-finish operations accounting for only38% of total production. Clearly, if we are focusing on consequential LCA, then we should focus on specialized operations as most of the new production follows the specialization model. First, we differentiate 4 different unit processes, some of which can be combined in some of the farm types. These unit processes are listed below.
Next, national data shows the high importance of 2 regions in total pork production as well as industry growth. These two regions are the Midwest (or “heartland” region) and the Southeast (dominated by North Carolina). Based on this information, we have identified 3 different system types, 3 different chains of “typical operation”: Midwest 1-site: breed-to-finish, moderate size (500-2000 head); here unit processes 2-4 occur on the same farm, and a significant portion of unit process 1 does as well; Midwest 2-site: Southeast 2-site: Life cycle inventory data has been developed for each of the above unit processes for each of the three system types. Table D.1. Feed combination in US pig production.
D.2 BrazilData on swine production for different process types in Brazil has proved to be very sparse. Extensive contacts with technical staff at regional and national agencies have not been able to significantly improve the situation. Therefore, virtually all data for Brazil, summarized in the workbook titled “Data Compilation Brazil” are at the level of the total swine production sector, rather than for individual unit processes as provided in the US case. In 2001, worldwide exports of pork grew 2%, with Brazil reaching a 47% increase. The U.S. export growth was 18%. Brazil is the fourth pork exporter in the world, following the European Union, Canada and the U.S. Russia is the main importer of pork from Brazil (in the form of split carcasses). Hong Kong is the second largest importer of Brazilian pork, followed by Argentina and Uruguay [19]. Since the 1970s, the pork industry in Brazil has shifted from a family backyard business to a modern system that is increasingly integrated. The primary production of pork is in the three southern states of Brazil, Rio Grande do Sul, Santa Catarina and Parana. In 1999, 70% (approximately 9.012) of the hog producers in the Southern state of Santa Catarina were integrated (composed by agribusiness and small and medium swine producers – each producer specializes in separate production systems: breed to feeder, feeder to finish). Generally, big companies provide feed to small and medium swine producers (Southern region of Brazil) as well as transportation of hogs. In Brazil there are currently 210 meat packing plants responsible for the slaughter of 37.7 million hogs in 2002. In the south, the slaughter rate was 170% higher with an average of 23 pigs/terminated/matrix/year, reaching an average of 110 kg in 150 days. These production and productivity figures can be compared to those from the USA, Canada, Denmark, Germany, Holland and others. Sixty-five percent of the Brazilian total production is destined to the domestic market as processed products [20]. According to the Iowa Pork Producers Association (IPPA), a farm in Mato Grasso (center region), a Brazilian joint venture currently has 12,200 sows. The company's goal is to expand to 18,000 sows by the end of the year and is projecting to reach 55,400 sows in 2005. The company plans to develop production pods of 10,000-plus sows with three-site production at each pod. According to IPPA, many costs including land, labor, facilities and energy are lower in Mato Grasso. The size of the farm is 1000 hectares (2,470 acres). The site provides excellent bio-security, has a natural barrier of a forest preserve, has a good supply of water, and the manure can be utilized on nearby farmland. Market hogs are transported 700 miles, with the trip lasting approximately 22 hours one-way. The company's management is focusing on pork production and may consider processing at some time in the future. Currently, feed is prepared on a custom basis by a feed mill in the area and plans include the construction of a feed mill. Given Brazil's large base of low cost land it is expected that its pork production will increase. Much of the increase will feed the domestic market, but exports are also expected to continue growing. Currently most of its exports are as frozen split carcasses to Russia, but it will likely try to expand into other markets [21]. The Center-West of Brazil (e.g. Mato Grosso state) is rapidly becoming one of the lowest cost swine production zones in the world. Expansion in swine production is most likely to occur in this region. Large corporations (e.g. Sadia) and multinational companies dominate swine production in mid Brazil, whereas in Southern Brazil (Rio Grande do Sul, Santa Catarina and Parana) small and medium swine producers – part of the integrated system - are responsible for most of the hog production. Production of swine, as in the cases of poultry and dairy are following feed sources to the extensive farming belt of the Center-West. Rapid rises in feed costs since 2001 are contributing to the rapid exit of small and medium-scale producers in the South who cannot make the move to the Center-West. The table below summarizes the current swine production in Brazil. The Brazilian pork industry is growing. The following table provides a summary: Table D.2. Overview of Brazilian pork industry. Source: Brazilian Pork Meat Industry and Exporter Association; Numbers are converted from 1,000 mt to million mt.
Table D.3. Swine Production 1990s onwards. Source: virtualcentre.org
Corn and soy bran are largely used in hog feed (total feed production in Brazil in 2003 was 40 million tons), with corn being the most predominant ingredient. Corn production will be most affected if a change in swine production occurs in Brazil. If hog production decreases, demand for corn will also decrease. In order to increase corn production, farmers can use modern machinery. Average corn yields using Nogueira Cimag equipment, model SDMN 15/35 are 1,232 kilos per hour with energy consumption of 3.1 kWh/h. Source: Brazilian government web site. www.redegoverno.com.br Table D.4. Feed combination in Brazil pig production.
Figure D.1. Waste and Manure Management System In Southern Brazil. Source: Embrapa Santa Catarina. June 7, 2004. Even though the Brazilian environmental legislation requires hog waste to be stored in the grooves for a maximum of 120 days, time varies depending on storage capability of grooves, availability of equipment (to transport hog waste and to prepare grooves), and the available agricultural land where manure will be applied. Table D.5(below) shows the chemical composition of hog waste obtained in the Embrapa Waste Management Unit in the city of Condordia, Santa Catarina State. According to Embrapa technicians, in general the samples presented low percentage of nutrients, which decreases the potential use and application of manure as agricultural fertilizer (approximately 38% of hog manure had less than 5 kg m3 of nutrients). Table D.5. Chemical Composition of Swine Waste (mg/L). Source: Diesel, Robert, Miranda, Claudio R., and Carlos C. Perdomo. “ Coletanea de Tecnologias Sobre Dejetos Suinos.” Boletim Informativo BIPERS. August, 2002.
Table D.6. Waste (kg/day) in swine production.Source: Diesel, Robert, Miranda, Claudio R., and Carlos C. Perdomo. “ Coletanea de Tecnologias Sobre Dejetos Suinos.” Boletim Informativo BIPERS. August, 2002
Table C.7. Definition of animal units.Source: University of maryland, 2004.
ReferencesLawrence, J. D. (1998). The State of Iowa's Pork Industry. In “Iowa's Pork Industry – Dollars and Scents”. Iowa State Department of Economics. Full text available at
http://www.econ.iastate.edu/outreach/agriculture/livestock/ USDA-NASS Agricultural Statistics 2000. Chapter 7: Statistics of Cattle, Hogs, and Sheep. http://www.usda.gov/nass/pubs/agr00/acro00.htm University of Maryland. (2004). Animal Unit Equivalencies. Available at http://www.agnr.umd.edu/montgomery/animalunit.html http://www.nass.usda.gov/wy/internet/rangerev/rr0311.pdf Bilag E Bidrag fra svineslagtning for 5 landeClaus Mosby Jespersen E.1 IndledningI Danmark fører man detaljerede opgørelser over forbrug i forbindelse med slagtning og disse data benyttes til intern benchmarking samt til grønne regnskaber. Det er derfor let at få detaljerede og pålidelige gennemsnitsdata. I andre lande er branchen ikke knyttet så tæt sammen som i Danmark og eventuelle brancheorganisationer er svagere. Det er forsøgt at skaffe data fra de organisationer og personer, som har deltaget i arbejdet omkring udarbejdelse af BREF guiden for slagterier, men dette har ikke givet resultat. Det er også forsøgt at fremskaffe data direkte fra nogle af største virksomheder i Holland og Spanien, men det er ikke lykkedes at få de ønskede oplysninger. Data i dette afsnit bygger derfor på en sammenskrivning af materiale fra besøgsrapporter og enkelte interviews med personer i de involverede lande. I tilfælde hvor der ikke har været mulig at skaffe data er der anført mere generelle overvejelser. Tallene er derfor behæftet med stor usikkerhed. Det bør dog erindres at slagtningen kun er én dag i svinets liv og slagtningen derfor kun udgør en lille del af den samlede miljøpåvirkning. Alle data i dette afsnit er opgivet per svin. Tabel E.1. Gennemsnitlig slagtevægt. Data fra Rasmussen, 2004.
Slagtevægten varierer primært som følge af forskelle i landenes præferencer til hovedprodukterne fra det slagtede svin og genetiske forskelle i svinematerialet. Der er ligeledes forskel i kød/fedtprocent i det slagtede svin, idet kød/fedtprocent er korreleret med slagtevægt. En lavere kødprocent vil give sig udslag i dårligere udbytte når man ser på udskæring og udbening, men i dette projekt ses der udelukkende på produktet en halv gris. Øvrige data fra Rasmussen (2004), som også omfatter data for primærproduktionen, herunder fodereffektivitet med videre, er generelt omregnet i forhold til dansk slagtevægt. E.2 KapacitetsudnyttelseKapacitetsudnyttelse har indirekte betydning for forbrugstal, idet der til mange formål vil være et basisforbrug enten per tids- eller arealenhed uanset om slagtekapaciteten udnyttes eller ej. Dette gælder eksempelvis vandforbrug til rengøring og energiforbrug til køling, hvor rum køles ned. Kapacitetsudnyttelsen i Danmark er meget høj, omkring 97%. Den er lidt ringere i Holland og lavere i Spanien. I USA kan den variere men er ofte høj som følge af at man har meget store integrerede produktioner. Brasilien er i disse år præget af overkapacitet på slagterierne med deraf følgende ringe kapacitetsudnyttelse på mange slagterier. E.3 VandforbrugVandforbruget afhænger selvfølgelig af hvor meget man fokuserer på at nedbringe dette, men derudover også blandt andet af andet af hvor godt slagteriet udnytter slagtekapaciteten, idet alle områder rengøres hver dag efter slagtning. På mindre slagterier kan vandforbruget til rengøring udgøre 40-50% af det samlede vandforbrug. I USA foreligger der en relativ ny undersøgelse af vandforbrug og udledning fra slagterier: Tabel E.2. Vandforbrug og udledning fra slagterier i USA
Det vil sige at forbrug og udledning er ca. dobbelt så højt så de danske tal. I Brasilien varierer vandforbruget formentlig endnu mere. Der er ikke fundet gennemsnitstal, det eneste kendte tal stammer fra et besøg, hvor forbruget er oplyst til 600 liter per svin. Holland har omtrent samme teknologi så Danmark og forbruget må forventes at ligge lidt højere eller på niveau på Danmark. E.4 KølingDet største energiforbrug er til køling efter slagtning. Der findes 3 hovedtyper af køling:
Energiforbruget til tunnelkøling er 2-3 gange så højt som ved de øvrige metoder. Til gengæld opnår man et mindre kølesvind samt en bedre hygiejne og kvalitet. I Danmark benyttes kun tunnelkøling på de store slagterier. I Holland benyttes fordampningskøling og batchkøling. I Spanien benyttes typisk batchkøling og halvvarm udbening. I USA benyttes ofte fordampningskøling. Men da både kvalitet og hygiejne er ringere end ved den type køling som benyttes i Danmark, går tendensen i USA mod at investere i samme type køling som i Danmark. Efterhånden som der investeres i bedre køling må det dog også forventes at mere energibesparende udstyr også finder indpas. Energi er stadig forholdsvis billig i USA og der er ikke investeret meget i energibesparende maskineri. Til trods for dette er energiforbruget formentlig lavere end i Danmark. Dette skyldes at lønningerne er lave og slagteprocesserne derfor ikke automatiserede men manuelle. Derudover bruges meget energi til produktion af varmt vand. Man må derfor forvente at slagterier/lande som har en højt vandforbrug også bruger meget energi til dette. Følgende forbrug og forureningsmængder er baseret på gennemsnit af for hele den danske svineslagtning, og er for de andre lande baseret på vurderinger ud fra oplysninger fra enkelte anlæg sat i forhold til de danske nøgletal Tabel E.3. Estimeret relativt forbrug per slagtet svin for andre lande i forhold til Danmark.
Når der eksempelvis står 104% eller 113% skal det ikke taget som udtryk for en høj sikkerhed for skønnet. Tallet fremkommer simpelthen fordi der er lavet et groft skøn, hvorefter der er lavet en korrektion ud fra slagtevægt. På baggrund heraf kan forbrug og forureningsmængder estimeres som i tabel E.4. Tabel E.4. Estimeret forbrug per slagtet svin for andre lande i forhold til Danmark.
Disse tal er som nævnt skønnede, bortset fra de danske tal. Relevansen i disse er derfor ikke så meget at påpege eksakte kvantitative forskelle mellem landene, men snarere at se i hvor høj grad at slagtning påvirker det samlede bidrag fra landene. Fodnoter [1] ”Miljødialog mellem den internationale detailhandel og deres leverandører”, CASA, Center for Alternativ Samfundsanalyse, Mette Lise Jensen, Pernille Hagedorn-Rasmussen, 2004. Miljøprojekt (ikke publ.) [2] MAPA (Spanish Ministry of Fisheries and Food). 2003. Encuesta Ganadera 2002. MAPA, Madrid (Spain). [3] COAG. 2002. La PAC en las Producciones Ganaderas. COAG (Coordinadora de Asociaciones de Agricultores y Ganaderos), Madrid (Spain). [4] Spain is today the country with more farms of over 200 sows in the EU. [5] “Closed-cycle” perspective refers here to the way pigs are produced: a closed-cycle pig farm produces the piglets and fattens them, while an “open-cycle” system produces piglets in one farm and fattens them in another one. Nutrient cycles are not considered when giving such names to farm systems. [6] MAPA, S.G. de Estadísticas Agroalimentarias. 2001. Evolución de los efectivos de ganado porcino en España según el tamaño de las explotaciones. [7] MAPA (Spanish Ministry of Fisheries and Food). 2003. El sector de la carne de cerdo en cifras. Principales indicadores económicos en 2002. Subdirección General porcino, avicultura y otras producciones ganaderas. Madrid, June 2003. [8] Mr. Arturo Fernández, Head of the Livestock production Service, Spanish Ministry for Agriculture, Fisheries and Food. Personal communications. March 2004. The registry started receiving data on-line in May 2004, but the access is restricted to those inputting data. [9] Mr. Pep Font, SIP Consultants. Personal communications in May 2004: their clients have experienced significant growth in the last 4-5 years. [10] Mr. Miquel Collell, personal communications. April 2004. [11] Mr. Pep Font, personal communications. July 2004. [12] See http://www.etsia.upm.es/fedna/tablas.htm#arriba. [13] Ms. Maria Ligutti, personal communications. June 2004. [14] See http://www.fertiberia.es/informacion_fertilizacion/medioambiente/codigo_buenas_practicas/ for a summary of codes in the different Autonomous Communities. [15] Dr. Xavier Flotats, personal communications. May 2004. [16] http://www.adap.org.es/pages/solucion/plan.html [on-line 2004-07-16] [17] http://www.mapya.es/es/ganaderia/pags/Emisiones_gases/emisiones.htm [on-line: 03.06.2004] [18] Mr. Jaume Boixadera, personal communications. July 2004. [19] Source: Iowapork.org [20] Source: Brazilian Pork Meat Industry and Exporter Association. www.abipecs.com.br [21] Source: Lawrence, John. D. “New Emerging Competitors – Why are they a concern?” Department of Economics, Iowa State University. London Swine Conference – Maintaining Your Competitive Edge 9-10 April 2003
|
|||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
