| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Helhedsorienteret miljøvurdering af minkavl og forslag til indsatsområder

1 Miljøproblemer fra minkavl vurderet i et livscyklusperspektiv

1.1 Målsætning

Formålet med at udarbejde en miljøscreening er at sikre et helhedsperspektiv i forbindelse med prioritering af indsatsen ved udvikling af metoder og teknikker til at reducere miljøbelastningen fra minkproduktion.

Screeningen er en kvalitativ vurdering af miljøforholdene som alene indikere, hvor miljøbelastningen ved minkproduktion tilsyneladende er væsentligst. Som vurderingsmetode er UMIP-metoden anvendt som grundlag, jf. nedenstående.

Det er første gang at der er gennemført en LCA-screeningen indenfor dansk pelsdyrproduktion. Modellen for LCA-screeningen er generel og kan også anvendes for andre pelsdyrproduktioner end mink.

LCA-screeningen eksisterer som en database, og vil kunne opdateres efterhånden som bedre data tilvejebringes.

1.2 Metode

Den anvendte metode for LCA-screeningen består af følgende komponenter:

• afgrænsning af analysen og definition af formål og enhed
• indsamling af data (opgørelse)
• sammenlægning og beregning af data så data udtrykkes som miljøeffekter
• vægtning og vurdering

Metoden for LCA-screeningen er baseret på et princip om at afgrænse dataindsamlingen til at fokusere på de væsentlige miljøpåvirkninger. Dette er i tråd med gældende standarder for livscyklusanalyser (ISO 14040 serien). Derved tilvejebringes et overblik, som gør det muligt at sammenligne og diskutere den miljømæssige effekt af forskellige scenarier for minkavl.

Beregning af data fra enkeltudledninger af konkrete stoffer omregnes til potentielle miljøeffekter. Til omregning af miljøpåvirkninger (emissioner) til potentielle miljøeffekter (drivhuseffekt, næringssaltbelastning etc.) anvendes det danske Pcværktøj UMIP-LCV- betaversion 2.11. UMIP står for ”udvikling af miljøvenlige industriprodukter” /6/.

Bemærk, at begrebet potentielle miljøeffekter anvendes konsekvent i LCA-screeningen. Begrebet udtrykker at den givne udledning af konkrete stoffer til en recipient potentielt kan bidrage til en miljøeffekt af en nærmere defineret størrelse. Ordet potentielt er nødvendigt idet fysisk/kemiske forhold og andre faktorer betinger, om udledningen af et stof rent faktisk udløser en miljøeffekt. For stoffer der bidrager til drivhuseffekten, f.eks. CO2 eller CH4 er det muligt med rimelig sikkerhed at opfatte det potentielle bidrag som det reelle bidrag til drivhuseffekten. Omvendt forholder det sig med andre typer af miljøeffekter som f.eks. næringssaltbelastningen, hvor der er mange andre faktorer der spiller ind, f.eks. jordens mætningsgrad, afgrøders optagsevne, nedbør, gennemsivning og temperatur. Ved at anvende begrebet potentielle miljøeffekter beskrives der således en situation som er proportional med den udledte mængde, uden hensyn til de specifikke lokale forhold. Fordelen er, at det så er muligt at sammenligne forskellige scenarier ud fra samme betingelser. Omvendt er det vigtigt at være opmærksom på disse forhold ved vurdering af LCA-screeningens resultater, idet det ikke umiddelbart kan sidestilles med situationen – miljøbelastningen – som den er i virkeligheden.

Det svarer også til LCA-screeningens formål, som er at foretage en vurdering der kan udpege de væsentlige indsatsområder – hvor der umiddelbart opnås den største miljøeffekt ved en given indsats.

Fremgangsmåden i UMIP Pcværktøj til beregning af de potentielle miljøeffekter uddybes i det følgende. Beregningen fra emission til potentielle miljøeffekter foretages i følgende tre beregningstrin:

1. Karakterisering
2. Normalisering
3. Vægtning

Karakterisering
Ved karakteriseringen omsættes de forskellige emissioner til potentielle miljøeffekter. Det vil sige, at emissionerne grupperes efter hvilken slags miljøeffekt de kan bidrage til. Da de forskellige emissioner ikke bidrager i samme grad til en given miljøeffekt beregnes hver emissions ækvivalente bidrag til en given miljøeffekt. Emission af 1 gram metan, CH₄, bidrager fx 25 gange mere til dannelse af drivhuseffekt end emission af 1 gram kuldioxid, CO₂.

Enhederne for miljøeffektpotentialerne er følgende:
Drivhuseffekt (g CO₂-ækv.)
Forsuring (g SO₂-ækv.)
Næringssaltbelastning (g NO₃-ækv.)

Normalisering
For at få et bedre indtryk af størrelsen af de potentielle miljøeffekter, og for at få en fælles enhed som grundlag for sammenligning blandt de potentielle miljøeffekter, foretages der en normalisering af de karakteriserede miljøeffektpotentialer.

Normaliseringen fortages ved at sætte de karakteriserede miljøeffektpotentialer i forhold til den årlige belastning for en gennemsnitsperson inden for den givne effekt. Miljøeffekterne får nu den fælles enhed mPE_WDK1990. PE står for personækvivalenter udregnet som den potentielle miljøeffekt for en gennemsnitsborgers årlige miljøbelastning. For den globale miljøeffekt, drivhuseffekten, er der anvendt data for en gennemsnitlig verdensborgers årlige miljøbelastning, heraf W, for world. For de øvrige miljøeffektpotentialer er der anvendt data for en gennemsnitsdanskers årlige miljøbelastning, heraf DK for Danmark. For såvel verdensborgeren som danskeren er året 1990 anvendt som referenceår. For at undgå for mange decimaler i skalaen, opgøres miljøeffektpotentialet som mPE, hvor m står for milli (1/1000) personækvivalent. 

Vægtning
Ved normaliseringen er der opnået en fælles enhed blandt miljøeffektpotentialerne, men der er ikke foretaget en vurdering af hvilke miljøeffekter, der er "værst". For at kunne foretage en sammenligning blandt miljøeffektpotentialerne udføres der derfor en vægtning af de normaliserede miljøeffektpotentialer i forhold til deres indbyrdes væsentlighed.

Vægtningen foretages i forhold til de danske miljøpolitiske målsætninger for år 2000, og enheden for miljøeffektpotentialerne kaldes nu PEM_WDK2000, hvor PEM og 2000 står for personækvivalenter ved målsatte udledninger i år 2000.

Et bidrag til fx. forsuring på 1 PEM_WDK2000, svarer til den gennemsnitlige årlige belastning med forsurende stoffer, der var målsat pr. dansker i år 2000.

I bilag E fremgår de gældende miljøeffektfaktorer som er anvendt til beregning af enkeltstoffers bidrag til risiko for de potentielle miljøeffekter forsuring samt næringssaltbelastning.

I bilag E fremgår endvidere de anvendte normaliseringsreferencer og vægtningsfaktorer for SO2 (forsuring), NO3, N- og P-ækvivalenter (næringssalt-belastning).

1.3 Afgrænsning

Modellen for LCA-screeningen er beskrevet i det følgende, herunder hvilke områder (faser) og emissioner der er indsamlet data for samt en definition på den enhed som data opgøres i forhold til.

1.3.1 Referenceenhed for opgørelse af miljøpåvirkninger

For at kunne sammenligne forskellige alternativer er det nødvendigt at definere en enhed, som miljøpåvirkningerne fra de forskellige alternativer kan opgøres og sammenlignes i forhold til.

Enheden, som data opgøres i forhold til, er defineret som en års-tæve.

Definition af en års-tæve: til en års-tæve hører konsum, vækst, gødning, skindproduktion og affald fra et kuld bestående af 6 unger (tre hanner og tre hunner) samt en femtedel avlshan.

Perioden på et år hænger sammen med minkproduktionens cyklus, hvor parring foregår i marts, redebygning og fødsel til maj, vækstperioden hen over sommermånederne, pelsning i november/december.

1.3.2 Afgrænsning af LCA-screeningen

Systemafgrænsningen beskriver de faser, som er omfattet af screeningen samt hvilke faser, der vælges fra af forskellige årsager. I Figur 1.1 er de overordnede faser relateret til minkavl illustreret.   

Se billede i fuld størrelse
Figur 1.1
Faser der er omfattet LCA-screeningen

En screening af et pelsprodukt, f.eks. en minkpels, omfatter også processer som garvning, syning, salg, brug af minkpels mv. Her skønnes garveprocessen samt international transport i forbindelse med distribution af skind og færdigvarer at være de væsentligste miljøbelastende faser. Garveprocesser, transport etc. er aktiviteter, som minkavlen ikke umiddelbart har nogen indflydelse på.

Faserne fra pelsauktion frem til bortskaffelse af pelsprodukt er ikke medtaget i denne screening af produktion af minkskind. Det er således en ”vugge til port” analyse, der er gennemført og ikke en ”vugge til grav” analyse. I forhold til dette projekts formål (identificere indsatsområder i relation til minkproduktion) vil det ikke have interesse at gennemføre en samlet ”vugge til grav” screening.

Understøttende produktionskæder som f.eks. leverandører af haludstyr med tilhørende udvinding og forarbejdning af råvarer, leverandører af landbrugs- og transportmateriel etc. er ikke omfattet af screeningen. De er ikke umiddelbart en konsekvens af produktionen af minkskind men opfattes som en del af etableringen.

I det følgende beskrives de enkelte faser i forhold til, hvilke processer og akt iviteter de omfatter, samt hvilke miljøpåvirkninger der er medtaget i screeningen fra de pågældende faser.

1.3.3 Primært landbrug og fiskeri samt forarbejdning af landbrugs- og fiskeriprodukter

Minkfoderet består hovedsagelig af affaldsprodukter fra produktion af fjerkræ og fisk til konsum samt industrifisk samt andet slagteraffald. Derudover indgår en række vegetabilske råvarer og tilsætningsstoffer i mindre mængder, f. eks kornprodukter.

Fjerkræslagterierne afsætter de ikke spiselige dele af kyllinger og ænder til blandt andet minkfodercentraler. Foderet består af tarmsæt, hoveder, fødder, indvolde samt kasserede dyr. Fjerkræaffaldet udgør omkring 27 % af den levende vægt af fjerkræet /24/.

Fiskeaffaldet modtages frisk i nedkølet stand fra fiskefabrikker landet over og industrifisk modtages direkte fra landingssteder.
Kornprodukter produceres i forbindelse med almindeligt planteavl og leveres til fodercentral efter en forudgående varmebehandling. 

LCA-screeningen afgrænser sig til at opgøre miljøpåvirkninger fra energiforbrug i forbindelse med fangst af industrifisk idet denne proces ikke er et biprodukt fra en primær produktion. Miljøpåvirkninger udtrykt som energiforbrug i forbindelse med produktion af korn (planteavl) medtages ligeledes i opgørelsen. Der er her regnet med byg som kornsort i foderet. Denne generalisering vurderes at være rimelig. Andre miljøpåvirkninger knyttet til planteavl så som næringssaltbelastningen samt grundvandsforurening fra pesticider er ikke opgjort fordi den anvendte UMIP-model endnu ikke udbygget med data for pesticid forurening.

Miljøpåvirkninger relateret til fangst eller opdræt af fisk / fjerkræ er ikke medtaget ud fra den vurdering, at minkfoderet hovedsagelig er et affaldsprodukt fra forarbejdning af primære fødevarer.

Miljøpåvirkninger fra fremstilling af vitamin- og mineralblandinger er så små, at de ikke er væsentlige for den samlede miljøbelastning og de er derfor ikke medtaget i screeningen.

1.3.4 Transport af råvarer til fodercentraler.

Der er taget udgangspunkt i et transport scenarie som skønnes at være repræsentativ for den gennemsnitlige transport af råvarer til fodercentraler i Danmark. Ud fra sammensætningsoplysninger på minkfoder er der foretaget en gruppering af råvaretransporten ud fra de omtrentlige destinationer. Fiskeaffald og industrifisk udgør knap 60 % af de samlede råvarer, slagteriaffald, der helt overvejende er fjerkræaffald udgør godt 10 % af råvarerne, og de resterende ca. 30 % er kornprodukter mv. /25/. I alt transporteres der 420.432 tons råvarer (1999), svarende til ca. 196 kg råvarer pr. års-tæve.

Industrifisk modtages direkte fra større danske havne hvor fisken landes, fiskeaffald modtages fra Bornholm og køres over Sverige eller fra Jylland, fjerkræaffald modtages fra Danpo i Himmerland, kornprodukter mv. modtages så vidt muligt fra den lokale grovvare handel.

Transporten af råvarer er individuel for de 16 forskellige fodercentraler i Danmark, men koordineres i noget omfang af fælles indkøb via Dansk Pelsdyrfoder. Dog er det muligt at sige at store andele af fiskeaffaldet og industrifisk kommer fra Bornholm, Gilleleje samt større Jyske havnebyer så som Esbjerg, Hanstholm og Hirtshals. Endvidere kommer stort set al fjerkræaffald fra Danpo i Himmerland. Det skønnes på den baggrund, at der typisk køres mellem 30-50 km fra råvareleverandør til fodercentral, svarende til et gennemsnit på 40 km. I beregningen af miljøbelastningen fra transport er der regnet med lastbiler større end 16 tons lasteevne. Transporten er 80 km i alt tur/retur inkl. tomkørsel og til beregning er UMIPs default værdier i Pc-værktøjet anvendt.

Den gennemsnitlige transport af råvarer pr. års-tæve fra råvareleverandører til fodercentral er beregnet til 4,92 kg/km (total mængde råvarer/antal årstæver/gennemsnitlig transportafstand – 40 km).

Miljøpåvirkningerne fra transport af foder opgøres som dieselforbrug og emissioner fra forbrænding af diesel. 

1.3.5 Foderblanding på fodercentraler

Foderblanding sker på fodercentraler. I Danmark er der 19 centraler i alt, hvoraf en central (Staarup) blander og distribuerer til Sjælland, Lolland og Falster og de øvrige 15 leverer til Fyn og Jylland. Produktionsprocesserne på de enkelte fodercentraler adskiller sig ikke væsentligt i forhold til hinanden, hvorfor det i den første screening er fundet rimeligt at anvende data for miljøpåvirkningerne fra en enkelt fodercentral som et repræsentativt udtryk for den danske situation /24/.

Frisk fiskeaffald- og varmebehandlet fjerkræaffald modtages dagligt på fodercentralen. Såfremt råvarerne skal indgå i næste dags produktion holdes produktet koldt med skælis, der produceres på fodercentralen.

Fjerkræ- og fiskeaffald, industrifisk samt øvrige råvarer hakkes og blandes, således at foderet har den rette sammensætning og konsistens.

For at kunne tilpasse produktionen det varierende foderbehov over året er nedfrysning eller anden konservering af de friske råvarer nødvendig.

Hakket fisk og fjerkræ samt blod fryses i blokke, derudover laves fiskeensilage ved at blande hakket fisk med svovl- og eddikesyre således at produktet bliver konserveret med en lav pH-værdi. Ensilagen er herved pumpbar og den opbevares i tanke fra fremstilling til brug.

Råvarer, der skal opbevares, hakkes og blandes samt transporteres til frostlager.

Miljøpåvirkningerne som vurderes herfra er emissioner som følge af elforbrug samt afbrænding af fuelolie i egne kedler, vandforbrug, emissioner via spildevand, organisk affald samt emissioner som følge af transport af foder til minkfarmene.

Opgørelsen af miljøpåvirkninger fra fodercentraler er baseret på produktionstal og et grønt regnskab fra en stor fodercentral i 1999 /24,26/. I denne screening er disse data anvendt som et repræsentativt udtryk for driften på de danske fodercentraler, hvilket vurderes at være en rimelig tilnærmelse.

1.3.6 Transport af foder til minkproduktion

Fodercentralerne distribuerer det friske minkfoder ud til de enkelte minkfarme. Udbringningen kan ske enten dagligt, hver anden dag eller to gange ugentligt afhængig af årstiden. Foderet transporteres med tankvogne, hvorefter det pumpes til opbevaringssiloen på minkfarmene.

Transportafstanden mellem de enkelte fodercentraler og deres respektive oplande varierer. Miljøpåvirkningerne fra transport af foder opgøres som dieselforbrug og emissioner fra forbrænding af diesel.

I beregningen af miljøbelastningen fra transport er der regnet med lastbiler større end 16 tons laste evne. Transporten er beregnet til 30,5 km pr ton foder i gennemsnit. Til beregning af miljøbelastningen fra transport er der medtaget emissionerne fra forbrænding af diesel.

Beregningen er baseret på opgørelser af dieselforbruget fra en fodercentral sat i forhold til antal årstæver i fodercentralens opland ganget med den samlede antal årstæver i Danmark i 1999 og anses således at give et rimeligt billede af miljøbelastningen fra denne fase.

1.3.7 Minkproduktion

Minkproduktion inkluderer en række enkeltprocesser:

• Foderopbevaring
• Fodring
• Udmugning
• Rengøring af bure mv.
• Aflivning
• Pelsning, fortromling, opskæring/flåning og skrabning
• Tørring af skind
• Gødningsoplag
• Gødningsspredning
• Drift og vedligehold af maskiner

Den daglige drift er betinget af sæsonen, idet parring, klargøring af redekasser, sortering/fordeling af kuld, vækst samt pelsning er årstidsbestemt. Dog er der nogle gennemgående daglige aktiviteter som fodring og udmugning.

Mink opdrættes i bure bestående af trådnet (størrelse 30 gange 45 gange 90 cm.). Burenes størrelse er standardiseret og adfærdsstudier af minken har påvist, at deres trivsel ikke ændres mærkbart hvis burstørrelsen øges /69/. Minken går ikke på strøelse men direkte på burtråden. Der er kun strøelse i rede-kassen. Halmstrøelse fordeles i og på redekasserne efter behov.

Minkburene er placeret i rækker på et stativ ca. 80 cm over jorden med redekasserne placeret overfor hinanden. Bredden på gangen er typisk ca. 1,2 meter, hvilket svarer til, at der er plads til, at en fodermaskine kan køre ned gennem fodergangen.

I et minkbur går der alt afhængig af sæsonen enten en tæve, en tæve med unger, en han eller to unger af hvert sit køn. Tæven og hannen sættes kun sammen kortvarigt i parringstiden.

Hvalpene fravænnes når de er 8 uger gamle.

Minken fodres typisk en gang dagligt. Dog fodres de 2 gange dagligt ved hvalpevækst 2-3 mdr. af sommerperioden. Selve fodringen foregår med en mobil fodermaskine. Foder fra fodersilo tømmes i fodermaskinen, hvorefter foderet fordeles på de enkelte bure med slange. Foderet placeres oven på buret i enden nær redekassen. Fodermaskinens drivmiddel er diesel. Selve foderdoseringen er baseret på avlerens kendskab til den enkelte mink. Foderbehovet hos minken varierer afhængig af minkens størrelse, sæson etc. Det skønnes at ca. 90 % er computerbaseret dosering i dag.

Det er en væsentlig driftsparameter at undgå overdosering, fordi foderspildet derved bliver større, og derfor en unødvendig økonomisk og miljømæssig belastning. Samtidig medfører overdosering et øget rengøringsbehov af burene, idet mink er friskædere. Indtørret foder skal derfor fjernes før næste fodring. Rengøring for foderrester på foderpladsen oven på burene foregår med en hård børste eller et skr abeværktøj. Foderrester falder gennem buret og ned på jorden. 

Drikkevand til minkene fordeles i slanger med cirkulationspumpe. Slangerne er typisk elektrisk opvarmet for at forhindre frostsprængning. Vandet opvarmes til over frysepunkt med efter samme princip som med en dypkoger. Minkene forsynes med vand fra drikkenibler.

Minken afsætter gødning og urin yderst i buret længst væk fra redekassen. Næsten al afføring vil falde i et 20-30cm bredt bælte under burene.

I november og december pelses minkene bortset fra avlsdyrene. Aflivning foregår primært med CO2. Kroppen pelses og fedt afskrabes, hvorefter skindet tromles sammen med savsmuld. Kadaverne bortskaffes til benmels producenter.

Skindene tørres ved hjælp af luft.

Efter pelsning rengøres burene med vand fra højtryksrenser.

1.3.8 Scenarier for forskellige minkbedrifter

Det er af særlig interesse at den indledende LCA-screening kan håndtere at beskrive og opgøre miljøbelastningen fra forskellige typer af halindretninger. Derfor er der benyttet tre scenarier, der hver især repræsenterer forskellige måder at håndtere gødning i minkproduktion.

Følgende scenarier er anvendt:

A: Hal med udmugningsanlæg. Under burene er der placeret en åben opsamlingsrende, hvor gødning og urin opsamles. Opsamling til gyllebeholder sker 1 gang ugentligt enten med håndskraber eller gennemskylles med gylle.

B: Automatiserede udmugningssystemer. Under burene er der placeret en åben opsamlingsrende, hvor gødning og urin opsamles. Opsamling til gyllebeholder sker 1 gang dagligt enten med skraber eller gennemskylles med gylle.

C: Traditionelle anlæg. Bund i hal består af et 20 cm tykt lag grus. Urin og gødning falder direkte på grus, hvor der kan være udstrøget lidt halm. Urinen vil delvist fordampe eller nedsive til de øverste jordlag. Udmugning foregår manuelt.

I alle tre scenarier opbevares gødningen i beholder eller på fast bund. Der er i denne screening forudsat opsamling i beholder med flydelag.

Miljøpåvirkningerne som medtages i opgørelsen fra minkproduktion er:

• Emissioner fra energiforbrug til driften, herunder for eksempel lys, drift af pumper, opvarmning af vand og evt. automatiseret gødningssystem
• Drikkevand til mink 
• Vandforbrug til rengøring af bure 
• Spild af foder fra bure, fra rengøring af fodermaskine samt fra rengøring af fodersilo  
• Emission af NH3 til luft fra fast og flydende gødning i hal, oplag samt ved spredning af gødning på mark.
• Emission af NO3 og total-fosfor til jord med efterfølgende potentiel nedsivning til overfladevand og grundvand fra fast og flydende gødning fra mink i hal og fra udspredning af gødning på mark
• Emission af CO2 fra aflivningsproces. CO2 anvendes - Energiforbrug i forbindelse med tørring af skind - Affald fra pelsning - Diesel og elforbrug til drift af maskiner

Af øvrige ressourceforbrug relateret til minkdrift er forbrug af halm og savsmuld opgjort.

Materialer og ressourceforbrug til haller og fremstilling af bure, materiel etc. er ikke omfattet screeningen.

Det er forudsat i opgørelsen at den mængde kvælstof der tilføres mark som gødning og ikke fordamper optages med en fast procentdel som næringsstof i planter. Denne forudsætning er en væsentlig forenkling af virkelighedens næringsstofkredsløb, men i forhold til denne screenings formål anses forenklingen for rimelig, idet samme optag gælder for alle de undersøgte scenarier.

Det gælder for N, at udnyttelsesgraden er 45 % af den tilførte mængde til mark. Det er i tråd med den gødningsudnyttelse man normalt regner med i gødningsregnskaber /17/.

Det gælder for fosfor at udnyttelsesgraden af fosfor fra minkgødning er skønnet til 25 % af den tilførte mængde fosfor til mark (total-P). Det er som for N den udnyttelsesgrad (gødningsnorm) der regnes med i gødningsregnskaber /17/. Generelt for fosfor i minkgødning skønnes det at en stor del af den tilførte mængde fosfor er tungtopløselig og bundet i benstumper o. lign. Den fosfor der umiddelbart er opløselig og tilgængelig for nedsivnning er den fosfor der kommer med urinen. Jordprøver fra marker der er gødet med minkgødning over længere tid viser, at fosfor alligevel skal tilføres marken. Det giver en indikation af at fosfor mængden er tungtopløselig /12/.

Der forventes at være store variationer indenfor udnyttelsesgraden ved spredning på konkrete arealer, afhængig af jordens mætning med næringsstoffer. Modellen er således behæftet med usikkerheder men ikke større end at det findes acceptabelt i relation til denne screening, hvor der alene fokuseres på den potentielle miljøeffekt – i dette tilfælde den potentielle næringssaltbelastning.

De anvendte data for emissioner af næringsstoffer fra stald er begrænset til enkelte emissionsmålinger af NH3 fra en bedrift med render (som scenarie A), samt analyser af kvælstofindhold og fosfor i foder, urin og gødning. Derved er det muligt at modellere, ud fra en input-output analyse, hvor tab forekommer. 

Et formål med LCA-screeningen har været at vurdere forskelle i miljøbelastningen ved forskellige stald-indretninger. På grund af den begrænsede mængde data for faktiske målte værdier, er der alternativt fastsat nogle forudsætninger for tab af total-P og NO3 for hvert scenarie A, B og C. Disse fordelinger fremgår af figurerne i 1.7 Datagrundlag og beregningsforudsætninger

I screeningen er kvælstoftabet alene beregnet i forhold til emission af NH3 og NO3. Det vil sige at alt kvælstof der fordamper opgøres som NH3 og al potentiel kvælstof til nedsivning opgøres som NO3.

Den procentvise fordeling af kvælstoftab til luft og jord/vand i forhold til de 3 scenarier er beskrevet i afsnit 1.7 om datagrundlag og beregningsforudsætninger.

1.3.9 Transport af kadavere og fedt

Destruktionsanstalterne afhenter containere hos de enkelte farme med lastbil efter behov og mindst én gang om året. Bortskaffelsen af kadavere følger pelsningsperioden og sker i ugerne 45-48 samt efter parring i marts.

Denne transport er opgjort som dieselforbrug og tilhørende emissioner fra transport mellem minkfarm og destruktionsanstalt. Den gennemsnitlige transport af kadavere fra minkproducent til destruktionsanstalt er beregnet til 1,86 kg/km (total mængde kadavere/antal årstæver/gennemsnitlig transportafstand).

1.3.10 Bortskaffelse af kadavere og fedt

Efter pelsning skal kadavere bortskaffes til en destruktionsanstalt. Aftagere af minkkadavere er Kambas på Sjælland og Daka i Jylland /27, 28/.

Som følge af den aktuelle BSE problematik oplyses det fra Kambas at alt kød og benmel deponeres indtil videre. Det oplyses endvidere af Kambas at det er sandsynligt at kød og benmel fra mink i fremtiden vil placeres i kategori II. Det betyder at kød og benmel fra mink ikke vil kunne indgå i fødekæden igen men vil skulle anvendes på anden vis. Lige nu diskuteres anvendelse i biogas-produktion eller som gødning /28/.

I forbindelse med denne LCA-screening er det forudsat i beregningen at minkkadavere destrueres og forarbejdes til kød- og benmel. På grund af problemstillingen ved kogalskab, er der ikke anvendt nogen nytteværdibetragtning ved genudnyttelsen af kadavere som næringsholdigt materiale i andre processer.

Ved bortskaffelse af minkkadaver vurderes emissioner fra el-energiforbrug og ved afbrænding af fuel og naturgas i egne kedler, samt vandforbrug og emissioner via spildevand.

1.3.11 Transport af minkskind til auktion

Transport af minkskind fra producent til auktion foregår typisk på 2 måder, producenten leverer skind til auktionshus eller skind afhentes hos producenten. Det skønnes at hovedparten af skindene leveres til auktionshus af producenten. Transportafstand fra producent til auktionshus afhænger af beliggenhed i forhold til hinanden, men transporten vil generelt være størst for jyske producenter, da auktionshuset er beliggende i Glostrup. Dog vurderes miljøpåvirkningerne fra denne transport at være ubetydelig, idet transporthyppigheden er få gange årligt. Miljøpåvirkningerne herfra undersøges derfor ikke nærmere og er udeladt af screeningen.

1.4 Afgrænsning af miljøpåvirkninger

Der er foretaget en afgrænsning af de miljøpåvirkninger, som medtages i analysen ud fra en vurdering af væsentlighed samt ud fra overvejelser om hvorvidt data kan fremskaffes. Principielt bør alle udledte stoffer opgøres men erfaringsmæssigt, vil det kun være stoffer, der udledes i væsentlige mængder eller særlig miljøbelastende stoffer, som vil have betydning for det samlede resultat af screeningen. Dette væsentlighedsprincip har derfor været afgørende ved afgrænsning af de stoffer der opgøres i screeningen.

I nedenstående tabel er stofferne listet fordelt på emission på luft, vand, jord og ressourceforbrug i forhold til de miljøeffekter stofferne medfører.
Elforbrug omregnes til emissioner udtrykt som gennemsnitsemissioner fra dansk elproduktion Olie- og naturgasforbrug omregnes til emissioner afhængig af den pågældende forbrændingsproces. Øvrigt ressourceforbrug opgøres som de pågældende materialer i vægt.

Klik på billedet for at se html-versionen af: ‘‘Tabel 1.1‘‘

Øvrige miljøeffekter som fotokemisk ozondannelse, radioaktivt affald, farligt affald, ozonlagsnedbrydning samt human toksicitet er ikke omfattet af opgørelsen da disse effekter er helt marginale i denne screening.

1.5 Nytteværdi

Der er ved minkproduktion flere faser med forskellige potentielle nyttevirkninger.

I forbindelse med foderproduktion aftages primært affaldsprodukter fra fjerkræslagterier og fiskefiletfabrikker, som ellers skulle bortskaffes på anden vis. Denne nytteværdi godskrives der ikke for i screeningen, idet det forventes at være muligt at finde andre genanvendelsesområder for affaldet. Blandt andet er der en stigende efterspørgsel på organisk affald til biogasproduktion på biogasanlæg. Men det skal bemærkes at der er en nøje sammenhæng mellem de indholdsstoffer der forekommer i affaldsprodukterne fra fjerkræslagterier og fiskefiletfabrikker og minkgødningens sammensætning. 

I og med at der er tale om affaldsprodukter fra en produktion med andet formål end at generere minkfoder, er miljøpåvirkninger fra foregående produktionskæder – primær landbrug og fiskeri samt efterfølgende forarbejdning ikke omfattet screeningen.

Situationen omkring kogalskab og anvendelse af kød- og benmel til foder er på nuværende tidspunkt sådan, at det producerede kød- og benmel ikke kan anvendes i foder men deponeres. Det vurderes også for den fremtidige situation ved bortskaffelse af kadavere, at kød- og benmel ikke kan anvendes som foder.

Ved udbringning af minkgødning på mark, fortrænges eller reduceres behovet for N og P tilskud via handelsgødning. Denne udnyttelse af næringsstofferne beregnes som en nytteværdi i den gennemførte LCA-screening idet, der alternativt skulle tilføres næringsstoffer til systemet fra andetsteds (sandsynligvis handelsgødning med mindre der er tale om økologisk drift). Nytteværdien af de tilførte næringsstoffer er modregnet i de øvrige miljøpåvirkninger ved at beregne den mængde energi med tilhørende emissioner, som går til at producere en standardgødning /23/. Således indgår emissioner fra produktion af handelsgødning som ellers skulle være tilført marken, som et negativt bidrag i den samlede opgørelse af miljøbelastningen fra minkproduktion.

1.6 Screeningens tidsperspektiv

Som det fremgår af definitionen af referenceenheden som er en årstæve beregnes miljøbelastningen for en samlet periode på et år. I løbet af denne periode gennemlever minken en cyklus fordelt på forskellige faser som hver især har forskellig indvirkning på miljøet. Faserne kan deles i vinter, parring, drægtighed, fødsel, diegivning, fravænning, tilvækst, avlsdyrudvalg og pelsning. Miljøbelastningen opgøres pr. årstæve for derved at dække de forskellige forhold i løbet af minkens årscyklus.

Screeningen er baseret på de nuværende tilgængelige og anvendte teknologier og metoder i tilknytning til minkavl, herunder foderopbevaring, foderdosering, udmugningssystem og gødningsopbevaring. Der vurderes ikke umiddelbart at være fremtidige teknologier og metoder som er på vej til at blive introduceret i erhvervet, som vil have en nævneværdig betydning for miljøpåvirkningen fra minkavl.

1.7 Datagrundlag og beregningsforudsætninger

Data er overvejende specifikke tal fra produktion eller fra relevante pilot- eller storskalaforsøg udført i pelsdyrerhvervets regi, grønne regnskaber samt miljøtekniske beskrivelser fra fodercentraler, samt forskellige afrapporteringer om kvælstoftab. Transportscenarierne er udregnet efter bedste skøn.

Det grundlæggende princip i dataindsamlingen har været, at anvende gennemsnitsdata for et typisk forbrug eller en typisk miljøpåvirkning som repræsenterer den danske situation.

Kvælstof- og fosfor balancen er baseret på en forudsætning om N-input og P-input i foder samt måledata for en analyse af kvælstoftab i minkhuse /8, 7, 9, 10, 11, 15/. 

Scenarie C og C3 repræsenterer de yderligheder med hensyn til tab der forventes at gælde for halindretning med traditionel udmugning og optag af næringsstoffer på mark. Ved at beregne C og C3 tages der derved højde for usikkerheden.

Generelt for scenarierne gælder det, at indholdet af fosfor og kvælstof i foderspild (ca. 8 % af N og P indholdet i urin/møg) tages ud af systemet idet foderspild i henhold til gældende lovgivning, ikke må blandes med gødning men skal frasorteres og destrueres på forbrændingsanlæg.

Det gælder at den procentvise nedsivning af fosfor i hal og ved spredning på mark er ens for scenarie A, B og C. For scenarie C3 er den procentvise nedsivning antaget at være betydelig større.

Det gælder endvidere at fordampning fra gødningsopbevaring er 2 % i scenarie A og B idet det forudsættes at gødning opbevares i gyllebeholder med flydelag og for scenarie C og C3 er fordampningen fra gødningsopbevaring 25 % idet det forudsættes at gødning opbevares på mødding med fast bund.

Samlet betyder disse model-forudsætninger, at det alt andet lige, er en miljømæssig fordel at udbringe så meget N som muligt på mark.

1.7.1 Hal med udmugningsanlæg

I nedenstående figur beskrives kredsløbet for N og P i scenarie A – hal med udmugningsanlæg og 1 ugentlig udmugning.

Se billede i fuld størrelse
Figur 1.2
Model for N og P emissionen for halindretning med render og ugentlig udmugning (scenarie A)

Modellen i figur 1.2 viser fordelingen af N og P i hal med udmugningsanlæg. Under burene er der placeret en åben opsamlingsrende, hvor gødning og urin opsamles. Opsamling til gyllebeholder sker 1 gang ugentligt enten med håndskraber eller gennemskylles med gylle. 

Det er forudsat i modellen, at 54 % N og 71 % P af den udledte mængde fra minkens urin og afføring, videreføres som gylle til lager. På lager fordampes 2 % N (gyllebeholder) og ved udspredning på mark optages 65 % N og 35 % P. Endvidere antages 6 % N og 6 % P af den tilførte mængde aflejres i dyret og 8 % N og P udgår af systemet som foderspild /15/.

40 % N og 23 % P af indholdet i urin og afføring er den mængde som antages at nedsive i hal eller fordampe som NH3 eller udgå som foderspild (8 %) /15/.

I bilag F er scenarie A illustreret med de kvantificerede data fra dansk minkproduktion.

1.7.2 Hal med automatiserede udmugningsanlæg

I nedenstående figur beskrives kredsløbet for N og P i beregningsscenarie B–hal med automatiseret udmugningsanlæg.

Se billede i fuld størrelse

Figur 1.3
Model for N og P emissionen for halindretning med render og daglig udmugning (scenarie B)

Modellen i figur 1.3 viser fordelingen af N og P ved automatiserede udmugningssystemer.Under burene er der placeret en åben opsamlingsrende, hvor gødning og urin opsamles. Transport til gyllebeholder sker 1 gang dagligt enten med skraber eller gennemskylles med gylle.

Det er forudsat i modellen, at 62 % N og 71 % P af den udledte mængde fra minkens urin og afføring, videreføres som gylle til lager. På lager fordampes 2 % N (gyllebeholder med flydelag) og ved udspredning på mark optages 65 % N og 35 % P

6 % N og 6 % P af den tilførte mængde aflejres i dyret /15/.

32 % N og 23 % P af indholdet i urin og afføring er den mængde som antages at nedsive i hal eller fordampe som NH3 eller udgår af systemet som fode r-spild (8 %) /15/ .

Til forskel for scenarie A, ender en større andel af N fra urin og afføring til gyllelager. Endvidere forudsættes fordampningen af NH3 i hal at være mindre ved daglig udmugning. Andelen af P til gylle eller til potentiel nedsivning i hal er identisk med scenarie A.

I bilag F er scenarie B illustreret med de kvantificerede data fra dansk minkproduktion.

1.7.3 Hal med traditionel udmugning

I nedenstående figur beskrives kredsløbet for N og P i scenarie C – hal med traditionel udmugning

Se billede i fuld størrelse
Figur 1.4
Model for N og P emission ved halindretning uden render med ugentlig udmugning (scenarie C)

Modellen i figur 1.4 viser N og P fordelingen ved traditionelle anlæg uden render. Bund i hal består af et 20 cm tykt lag grus. Urin og gødning falder direkte på grus, hvor der kan være udstrøget lidt halm. Urinen vil delvist fordampe eller nedsive til de øverste jordlag. Udmugning foregår manuelt. Gødningen opbevares i beholder.

I denne model er det forudsat at 46 % af N fra gødning og urin videreføres til lager og 48 % af N fordamper i hal, nedsiver eller udgår med foderspild. Endvidere antages der at være en fordampning på 25 % N fra lager (mødding på fast bund), hvilket er noget højere end fra scenarie A og B hvor lager er opbevaring i gyllebeholder. Det er forudsat at fordampningen i stald er 20 % hvilket er mere end scenarie B men ca. den samme som scenarie A /15/.

I bilag F er scenarie C illustreret med de kvantificerede data fra dansk minkproduktion.

1.7.4 Hal med traditionel udmugning, Worst case

I nedenstående figur beskrives kredsløbet for N og P i scenarie C3 – hal med traditionel udmugning, worst case.  

Se billede i fuld størrelse
Figur 1.5
Model for N og P emission ved halindretning uden render med ugentlig udmugning, worst case (scenarie C3)

Modellen i figur 1.5 viser N og P fordelingen ved traditionelle anlæg uden render og med forudsætninger der refererer til de anvendte tal i ammoniak-handlingsplanen.

I denne model er det forudsat at 26 % af N fra gødning og urin videreføres til lager og 68 % af N fordamper i hal, nedsiver eller udgår med foderspild. Endvidere antages der at være en fordampning på 25 % N fra lager (mødding på fast bund), hvilket er noget højere end fra scenarie A og B hvor lager er opbevaring i gyllebeholder. Som i scenarie C er det forudsat at fordampningen i stald er 20 % /15/.

I bilag F er scenarie C illustreret med de kvantificerede data fra dansk minkproduktion.

1.8 Samlet vurdering af beregningsresultat

Beregning af miljøpåvirkningerne fra de 4 scenarier i den gennemførte ”vugge til port” LCA-screening er foretaget ved hjælp af UMIP-PC-værktøj.

UMIP-metoden gør det muligt at beregne data så der kan sammenlignes mellem forskellige typer af miljøeffekter, hv orved beregningsresultatet indikerer hvilke indsatsområder der er væsentligst. Beregningsresultaterne er præsenteret i en såkaldt miljøprofil. Af miljøprofilen fremgår det, hvor meget de enkelte faser eller processer bidrager med af miljøeffekter.

I figur 1.6 fremgår det samlede bidrag til de beregnede miljøeffekter ved forskellige scenarier for gødningshåndtering (scenarie A, B, C og C3).

Figur 1.6
De vægtede potentielle miljøeffekter ved forskellige scenarier for gødningsopsamling

Af figur 1.6 fremgår det, at den væsentligste miljøeffekt for alle scenarierne er bidraget til næringssaltbelastning. Det næststørste bidrag er forsuring.

Bidraget til næringssaltbelastning er størst fra scenarie C3, som er worst case for traditionel udmugning uden render. Forskellen er med de valgte forudsætninger ca. 33 % fra scenarie A som er det bedste til scenarie C3. Forskellen mellem scenarie A og C er ca. 10 %.

Forskellen i næringssaltbelastningen mellem Scenarie A og B er begrænset og medtages diverse usikkerhedsbetragtninger er der ikke grundlag for at antage, at der er forskel i det samlede bidrag til næringssaltbelastningen. For en halindretning, hvor der er gødningsopsamling og ugentlig udmugning (A) forventes ammoniakfordampningen at være en anelse større end ved daglig udmugning. Dette udjævnes dog delvist af, at en relativ større mængde kvælstof tilføres marken ved daglig udmugning p.g.a et mindre kvælstoftab fra hallen. Det giver omvendt lidt større nedsivning i marken.

Det er gennemgående for den gennemførte beregning af kvælstofmassebalancen, at det i høj grad er kvælstof som flyttes, f.eks. fra fast form til luftform (NO3 /NH3) eller fra nedsivning i stald til nedsivning i mark.  

I nedenstående figur ses, hvordan de enkelte bidrag fordeler sig på kilder, eksemplificeret med scenarie C.

Figur 1.7
Vægtede potentielle miljøeffekter fordelt på kilder ved scenarie C - halindretning uden render

Som det ses af Figur 1.7 er det selve minkproduktionen, der er den helt dominerende enkeltkilde til de forskellige potentielle miljøeffekter. Det samlede bidrag udgør ca. 316 mPE pr minktæve/år. Heraf er den beregnede nytteværdi under 0,2 mPE og derfor ikke synlig i figur 1,7.

Minkproduktionen står for ca. 91 % af den samlede belastning. Den anden betydende kilde er fremstilling af foder som står for ca. 8 % af den samlede belastning. De øvrige kilder er helt marginale og udgør tilsammen (transport af råvarer, transport af foder, bortskaffelse af kadavere) under 1 % af det samlede bidrag. Bidrag fra transport har således kun en lille indflydelse på den samlede miljøeffekt, når det sættes i relation til en årstæve.

De stoffer der bidrager til den potentielle næringssaltbelastningen er P, NO3 og NH3. Hovedparten af bidraget til den potentielle næringssaltbelastning kommer fra minkproduktion. Den potentielle nedsivning af P kommer fra ca. 31,7 % af bidraget, den potentielle nedsivning af NO3 står for ca. 60 % og NH3 står for de resterende ca. 7,5 % af bidraget.

For at kunne forholde sig til den beregnede nytteværdis andel samt de øvrige mindre kilders andel af den samlede potentielle miljøbelastning, viser nedenstående figur de potentielle vægtede miljøeffekter uden at minkproduktionen er medtaget som kilde. 

Figur 1.8
Vægtede potentielle miljøeffekter, hvor minkproduktionen er udeladt som kilde.

Af figuren ses det, at nytteværdien ved at anvende minkgødning i stedet for handelsgødning er begrænset når der ses ud fra en energiressourcebesparelse. Nytteværdien godskrives ved at modregne emissionerne fra det energiforbrug, der ellers skulle være brugt til at producere en given mængde handelsgødning, svarende til den N-værdi minkgødning har for planterne.

I nedenstående tabel fremgår forskellene mellem den beregnede potentielle forsuring og næringssaltbelastning pr minktæve for de enkelte scenarier.

Klik på billedet for at se html-versionen af: ‘‘Tabel 1.2‘‘

Det ses af tabellen, at forskellen mellem scenarie B, som er automatisk daglig udmugning og scenarie C/C3 som er traditionel udmugning uden gødningsopsamling er i intervallet 12,2-33,4 %.

UMIP-beregningen indikerer med de valgte forudsætninger, at der kan opnås en samlet miljøgevinst ved at opsamle gødning og urin i hallerne til udbringning på markerne. Med de valgte forudsætninger i scenarierne indikeres miljøgevinsten at ca. 12 % og ca. 33 % ud fra en worst case betragtning.

Endvidere er den væsentligste kilde til næringssaltbelastningen, ifølge UMIP-beregningen, fosfor, hvorfor den største miljøgevinst opnås ved at forebygge nedsivning af fosfor. Det skal dog bemærkes, at en del af fosforindholdet ikke umiddelbart er på opløselig form og derfor ikke tilgængelig for nedsivning. I følge UMIP-beregningen er ammoniakfordampningen og forskellene mellem de enkelte scenarier af mindre betydning for den samlede effekt.

1.9 Følsomhedsvurdering

UMIP-beregningerne viser, at hovedproblemet ved minkproduktion i et LCA-perspektiv er næringssaltbelastningen og dernæst forsuringen. Uanset usikkerheder ved det anvendte datamateriale, forventes dette resultat ikke at kunne ændres.

Den centrale diskussion er, hvorvidt de beregnede udtryk i mPE for forsuring og næringssaltbelastning er tæt på eller langt fra virkeligheden, f. eks antagelsen om 35 % udnyttelsesgrad af P ved udspredning på mark og 65 % udnyttelsesgrad af N. De valgte forudsætninger er fundet at være det bedste skøn, men det skal bemærkes at variationerne er betydelige afhængig af de geologiske og kemisk/fysiske forhold på markerne og i gødningen. Derfor er det v æsentligt at resultaterne fra UMIP-beregningen anvendes til deres rette formål og ikke som udtryk for den reelle miljøbelastning.

Hvis forudsætningerne ændres, f.eks. hvis udnyttelsesgraden af P og N antages at være bedre ved udbringning på landbrugsjord, ville det alt andet lige øge differencen mellem de enkelte scenarier (A, B, C og C3) til fordel for en optimal gødningsopsamling i render. Det omvendte er gældende hvis udnyttelsesgraden antages at være ringere. Rationalet er, at gødningsopsamlingen giver bedre mulighed for at udnytte næringsstof værdien i minkgødningen.

Dette er væsentligt at tage i betragtning ved diskussion af fordele ved gødningsopsamling med render.

Miljøbelastningen fra nedsivning eller fordampning af kvælstof ved forskellige halindretninger er beregnet i helhedsperspektiv, i forhold til den samlede ammoniakfordampning og potentielle N-nedsivning. Resultat fremgår af nedenstående tabel.

Klik på billedet for at se html-versionen af: ‘‘Tabel 1.3‘‘

Det fremgår af Tabel 1.3 at en halindretning med gødningsrender og daglig automatisk udmugning (scenarie B) samlet giver det mindste N-tab, dernæst halindretning med ugentlig tømning og derefter halindretning uden gødningsopsamling med ugentlig udmugning.

Den samlede forskel på landsplan mellem en halindretning med gødningsopsamling og automatisk udmugning (scenarie B) og en traditionel hal uden gødningsopsamling og ugentlig udmugning (scenarie C) er beregnet gødningsopsamling og ugentlig udmugning (scenarie C) er beregnet til ca. 1.763 tons N-tab. Det svarer til at det totale N-tab er ca. 30 % større ved traditionel udmugning.

For at vurdere følsomheden ved de opstillede forudsætninger om kvælstofbalancen ved de forskellige halindretninger, er beregningen udvidet med C3, hvor det antages at nedsivningen er 40 % i hallen. Resultatet af denne supplerende beregning viser, at forskellen mellem gødningsopsamling med daglig automatisk udmugning og en traditionel hal uden gødningsopsamling og hvor nedsivningen i hal antages at være 40 % er et 2.782 tons større N-tab på landsplan.

En anden bemærkning, som er væsentlig for det samlede resultat af UMIP-beregningen er, at separationen af foder fra gødning pga. kogalskab, betyder at 8 % N og P tages ud af beregningen idet det skal sendes til forbrænding. Hvis dette forhold ændres i fremtiden pga. ny viden og foderspild indgår som en del af gødningen og dermed udbringes på marken, vil det øge den samlede miljøbelastning med ca. 8 %.

Endelig skal det bemærkes at forudsætningerne om fordampning af NH3 og nedsivning i hal/opsamling i gødning er udviklet ud fra et enkelt datasæt om fordampning og restmængde i gødning. Dette er uden tvivl et godt afsæt til at definere fordelinger af N og P men der hersker usikkerhed om fordampningen ved andre former for gødningshåndtering. Det er derfor væsentligt at forholde sig til, hvordan variationer i forudsætningerne for scenarierne influerer på resultatet af UMIP-beregningen.

Ved at medregne scenarie C3 i UMIP-beregningen har beregningen forholdt sig til en ”worst-case” og med de gældende forudsætninger om nedsivning af N og P på landbrugsjord, er forskellen på scenarie B og worst case (C3) i alt ca. 48 % større N-tab. 

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |