GEBRUIK VAN MULTICRITERIA-ANALYSE VOOR DE PRIORITERING VAN
BEDRIJFSAFVALSTOFFEN VOLGENS DE MILIEU-IMPACT VAN HUN ONTSTAAN EN VERWERKING, MET INBEGRIP VAN DE IMPACT DOOR MATERIALENGEBRUIK
EINDRAPPORT
Opdrachtgever: OVAM
Documentnummer: 5217-51-026-07
Versie: 07
Datum: 14/04/2008
DOCUMENTINFORMATIE
Titel Gebruik van multicriteria-analyse voor de prioritering van bedrijfsafvalstoffen volgens de milieu-impact van hun ontstaan en verwerking, met inbegrip van de impact door materialengebruik
Subtitel Eindrapport
Titel kort Uitgebreide MCA – prioritaire afvalstoffen
Opdrachtgever OVAM
Documentnummer 5217-51-026-07
DOCUMENTGESCHIEDENIS (BOVENSTE RIJ IS HUIDIGE VERSIE)
Versie Datum Opmerkingen 07 14/04/2008 Definitieve versie
03 13/03/2008 Inhoudelijk gescreende versie
DOCUMENTVERANTWOORDELIJKHEID
Datum Handtekening
Auteur(s) Elisabeth Kuijken (Resource Analysis) Maartje Sevenster (CE)
14/04/2008
Datum Handtekening Documentscreener(s) Annick Gommers 14/04/2008
BESTANDSINFORMATIE
Bestandsnaam P:\PROJECTEN\5217 MCA BEDRIJFSAFVALSTOFFEN INCL.
MATERIALENGEBRUIK\5-OUTPUT\51-RAPPORTEN\5217-51-026-07 EINDRAPPORT.DOC
Aanmaakdatum 13/04/2008
Laatste bewaring 14/04/2008
Afdrukdatum 14/04/2008
INHOUD
0 Voorwoord...vii
1. Samenvatting ...1
2. Summary ...4
3. Inleiding...7
3.1 Beleidskader en voorgeschiedenis van de studie ...7
3.2 Afbakening van het systeem...8
3.3 Indicatoren voor milieu-impact van materialengebruik ...9
4. Prioritering van bedrijfsafvalstoffen met inbegrip van de impact door materialengebruik: uitgebreide methode...11
4.1 Alternatieven...11
4.2 Criteria...15
4.2.1 Uitgangspunt: criteriaset uit oorspronkelijke MCA...15
4.2.2 Weglaten van criteria met lokale scope ...17
4.2.3 Optellen van emissies naar lucht en water ...17
4.2.4 Uitsplitsen van (vermeden) grondstoffenverbruik...17
4.2.5 Vermeden impacts meenemen als negatieve impacts...18
4.2.6 Resulterende criteriaset...18
4.3 Scores ...22
4.3.1 Voorketen ...23
4.3.2 Afvalverwerking ...29
4.3.3 Het teken van de scores ...31
4.4 Standaardisatie van de scores...32
4.4.1 Vorm van de standaardisatiecurve ...32
4.4.2 Richting van de standaardisatie...32
4.4.3 Minimum- en maximumwaarde...32
4.5 Gewichten voor de criteria ...35
4.5.1 Methode van gewichtentoekenning ...35
4.5.2 Uitwerking: werksessie met experts...35
4.5.3 Gewichtenset...36
4.6 Methode voor aggregatie: gewogen sommering ...37
4.7 Gebruikte software...38
5. Resultaten van de multicriteria-analyse...39
5.1 Milieu-impact per eenheid van hoeveelheid...39
5.1.1 Inclusief voorketen...39
5.1.2 Exclusief voorketen ...41
5.2 Totale milieu-impact...43
5.2.1 Inclusief voorketen...43
5.2.2 Exclusief voorketen ...49
5.3 Bijdrage van de verschillende impacts tot de geaggregeerde milieu-impact ...51
5.4 Hoogste scores per criterium ...52
5.4.1 Impact per eenheid van hoeveelheid ...52
5.4.2 Totale impact...54
6. Gevoeligheidsanalyses ...57
6.1 Milieu-impact per eenheid van hoeveelheid...57
6.1.1 Inclusief voorketen...57
6.1.2 Exclusief voorketen ...60
6.2 Totale milieu-impact...64
6.2.1 Inclusief voorketen...64
6.2.2 Exclusief voorketen ...70
7. Onzekerheidsanalyses ...74
8. Bespreking en besluit ...77
Referentielijst ...81 Bijlage A EPI-karakterisatiefactoren...A-1 Bijlage B Aanwezigen bij de werksessie voor toekenning van gewichten...B-1 Bijlage C Scores gewichtentoekenning ...C-1 Bijlage D Basismaterialen ...D-1 Bijlage E Uitgespaarde materialen ... E-1 Bijlage F Hoeveelheden per afvalcategorie... F-1 Bijlage G Rangschikking per criterium ...G-1 Bijlage H Milieu-impact van de basismaterialen...H-1 Bijlage I Fiches met beschrijving van de afvalstoffencategorieën... I-1
LIJST VAN FIGUREN
Figuur 1: Systeemafbakening ...10 Figuur 2: Rangschikking volgens milieu-impact per kg ...40 Figuur 3: Rangschikking volgens milieu-impact per kg, exclusief voorketen ...42 Figuur 4: Rangschikking volgens totale milieu-impact (standaardisatie tussen laagste
behaalde score en wereldtotaal / 1000) ...44 Figuur 5: Hoeveelheid afval per categorie ...45 Figuur 6: Totale milieu-impact van de afvalstromen versus hoeveelheid (log-log) ...46 Figuur 7: Totale milieu-impact van de afvalstromen versus milieu-impact per eenheid van
hoeveelheid afval...47 Figuur 8: Rangschikking volgens totale milieu-impact (standaardisatie tussen - max
(absolute waarden) en max (absolute waarden))...48 Figuur 9: Rangschikking volgens totale milieu-impact, exclusief voorketen ...50 Figuur 10: Bijdrage van de effecten tot de geaggregeerde milieu-impact: voorbeeld...52 Figuur 11: Rangschikking volgens milieu-impact per kg als enkel output- of enkel inputcriteria
meegenomen worden ...58 Figuur 12: Rangschikking volgens milieu-impact per kg, exclusief voorketen, als enkel output-
of enkel inputcriteria meegenomen worden ...61 Figuur 13: Rangschikking volgens totale milieu-impact (standaardisatie met wereldtotalen) als
enkel output- of enkel inputcriteria meegenomen worden...65 Figuur 14: Rangschikking volgens totale milieu-impact (standaardisatie met maximum van de
absolute waarden) als enkel output- of enkel inputcriteria meegenomen worden ...68 Figuur 15: Rangschikking volgens totale milieu-impact, exclusief voorketen, als enkel output-
of enkel inputcriteria meegenomen worden ...71 Figuur 16: Basismaterialen met de hoogste scores voor broeikaseffect ...H-2 Figuur 17: Basismaterialen met de hoogste scores voor aantasting ozonlaag...H-3 Figuur 18: Basismaterialen met de hoogste scores voor fotochemische oxidantvorming ...H-4 Figuur 19: Basismaterialen met de hoogste scores voor verzuring...H-5 Figuur 20: Basismaterialen met de hoogste scores voor ecotoxiciteit...H-6 Figuur 21: Basismaterialen met de hoogste scores voor humane toxiciteit...H-7 Figuur 22: Basismaterialen met de hoogste scores voor eutrofiëring...H-8 Figuur 23: Basismaterialen met de hoogste scores voor radioactiviteit...H-9
Figuur 24: Basismaterialen met de hoogste scores voor energieverbruik...H-10 Figuur 25: Basismaterialen met de hoogste scores voor grondstoffenverbruik ...H-11 Figuur 26: Basismaterialen met de hoogste scores voor waterverbruik ...H-12 Figuur 27: Basismaterialen met de hoogste scores voor ruimtebeslag ...H-13
LIJST VAN TABELLEN
Tabel 1: Voorbeelden ter illustratie van het verschil tussen post-consumer- en post-product-
afvalstoffen ...12
Tabel 2: Afvalstoffencategorieën die deels meegenomen worden in de uitgebreide MCA...12
Tabel 3: Bis-categorieën...13
Tabel 4: Post-product-afvalstoffencategorieën (alternatieven in de MCA) ...14
Tabel 5: Criteriaset in de oorspronkelijke en vervolg-MCA ...16
Tabel 6: Criteriaset en eenheden in de uitgebreide MCA ...18
Tabel 7: Enkele belangrijke polluenten per effect in de EPI-methodologie ...19
Tabel 8: MCA- en LCA-terminologie...23
Tabel 9: Milieu-effecten in EPI en POA ...27
Tabel 10: Categorieën waarvoor sprake is van extra energiegebruik in de productiefase ...29
Tabel 11: Wereldtotalen voor standaardisatie ...34
Tabel 12: Scorekaartjes voor gewichtentoekenning ...36
Tabel 13: Kwantitatieve gewichten voor de criteria...37
Tabel 14: Categorieën met de hoogste score per criterium voor impact per eenheid van hoeveelheid ...53
Tabel 15: Categorieën met de hoogste scores per criterium voor totale impact ...55
Tabel 16: Gewichtenverdelingen waarbij categorie geneesmiddelen niet meer hoogst scoort ...59
Tabel 17: Gewichtenverdelingen waarbij categorie lijm niet meer hoogst scoort ...63
Tabel 18: Gewichtenverdeling waarbij categorie gemengd afval niet meer hoogst scoort ...66
Tabel 19: Gewichtenverdeling waarbij categorie gemengd afval niet meer hoogst scoort ...69
Tabel 20: Gewichtenverdeling waarbij categorie gemengd afval niet meer hoogst scoort ...72
Tabel 21: Meest waarschijnlijke rangschikking volgens totale milieu-impact ...75
Tabel 22: Aangrijpingspunten / aandachtspunten voor het beleid voor 5 prioritaire afvalstoffen op basis van milieu-impact van de gehele stroom ...79
Tabel 23: Aangrijpingspunten / aandachtspunten voor het beleid voor 5 prioritaire afvalstoffen op basis van milieu-impact per eenheid van hoeveelheid ...80 Tabel 24: Verklaring van de afkortingen voor de effecten in de EPI-tabel ... A-1 Tabel 25: EPI-karakterisatiefactoren ... A-2 Tabel 26: Scores gewichtentoekenning ...C-2 Tabel 27: Uitgespaarde materialen bij recyclage ... E-2 Tabel 28: Hoeveelheden per afvalcategorie ... F-2 Tabel 29: Rangschikking impact per eenheid van hoeveelheid per criterium, voor de
outputcriteria...G-2 Tabel 30: Rangschikking impact per eenheid van hoeveelheid per criterium, voor de
inputcriteria ...G-5 Tabel 31: Rangschikking totale impact per criterium, voor de outputcriteria ...G-7 Tabel 32: Rangschikking totale impact per criterium, voor de inputcriteria ...G-10
0 VOORWOORD
Voorliggend rapport is het eindrapport in het kader van de opdracht ‘Gebruik van MCA voor de prioritering van bedrijfsafvalstoffen volgens de milieu-impact van hun ontstaan en verwerking, met inbegrip van de impact door materialengebruik’.
Doel van de opdracht was om de methodiek die werd opgemaakt om bedrijfsafvalstoffen te rangschikken op basis van hun relatieve milieu-impact tijdens de afvalverwerkingsfase1 uit te breiden naar een methodiek om de afvalstoffen te rangschikken op basis van de relatieve milieu-impact met inbegrip van de milieu-impact ten gevolge van het materialengebruik en dit doorheen de hele levenscyclus. De bestaande methode werd in dit kader herbekeken en aangepast aan de nieuwe afbakening van het systeem en werd toegepast op alle afvalstoffencategorieën die gedefinieerd konden worden als ‘post-product-afvalstoffen’.
De resultaten van de opdracht zijn samengevat in dit rapport. In Hoofdstuk 3 wordt bij wijze van kader de voorgeschiedenis van de opdracht geschetst evenals het beleidskader. Voorts wordt de afbakening van het systeem beschreven en wordt ingegaan op hoe de milieu- impact van materialengebruik wordt meegenomen. Hoofdstuk 4 behandelt alle aspecten van de methodiek: de te vergelijken alternatieven (afvalstoffencategorieën), de gebruikte criteria, hoe de scores werden opgesteld, het standaardiseren van de scores, het toekennen van gewichten aan de criteria en tenslotte de gebruikte aggregatiemethode en software. De resultaten van het toepassen van de methode worden beschreven in Hoofdstuk 5. Er werd zowel een rangschikking opgemaakt voor de milieu-impact per eenheid van hoeveelheid (i.e.
per kg afvalstof) als voor de milieu-impact van de totale afvalstroom. Tevens werd een analyse uitgevoerd zonder de voorketen om zicht te krijgen op de rangschikking van de afvalstoffencategorieën op basis van de impact tijdens de afvalverwerkingsfase alleen.
Hoofdstuk 6 tenslotte behandelt de gevoeligheidsanalyses die werden uitgevoerd om de robuustheid van de resultaten uit Hoofdstuk 5 te toetsen.
We wensen u veel leesplezier!
Het projectteam.
1 OVAM. 2003. Prioriteren bedrijfsafvalstoffen op basis van de relatieve milieu-impact. Opdracht uitgevoerd door Resource Analysis i.s.m. Beco.
1. SAMENVATTING
Afvalbeheer wordt door de OVAM de laatste jaren in een ruimere kader geplaatst.
Afvalbeheer kan pas zinvol zijn als het integraal deel uitmaakt van een duurzaam materialenbeleid.
Daarom werd vanuit de OVAM de vraag gesteld om de rangschikking van de afvalstoffen die in 2003 werd opgemaakt op basis van de relatieve milieu-impact tijdens de
afvalverwerkingscyclus (‘oorspronkelijke MCA’) open te trekken tot een rangschikking van de afvalstoffen op basis van de milieu-impact met inbegrip van milieu-impact door
materialenbeheer doorheen de hele levenscyclus. Een nieuwe afbakening van het systeem drong zich op. Naast de milieu-impact tijdens de afvalverwerkingsfase worden nu ook de milieu-impact van de ontginning van grondstoffen in rekening gebracht, de milieu-impact van de omvorming van grondstoffen tot basismaterialen en het energieverbruik van het
productieproces van basismaterialen tot producten. Daar de milieu-impact van
materialengebruik niet meer lokaal (op niveau van Vlaanderen) kon worden gezien, werd ook de geografische afbakening verruimd. Uitgangspunt bleef wel het vergelijken van de afvalstoffencategorieën.
Een aangepaste methodiek
Door de verruimde scope werden een aantal belangrijke wijzigingen aan de oorspronkelijke methodiek aangebracht.
Daar het de bedoeling was de voorketen mee in rekening te brengen, werden enkel die afvalstoffen meegenomen voor dewelke duidelijk een productieproces kon worden aangeduid (i.e. enkel de post-product afvalstoffen). Het betreft een lijst van 34
afvalstoffencategorieën, met 5 bis-categorieën die verschillen van hun categorie door andere aannames over hoeveelheden of verwerkingswijzen.
De criteriaset werd herzien op basis van nieuwe geografische afbakening (internationaal i.p.v. beperkt tot Vlaanderen). Twee hoofdcriteriumgroepen worden onderscheiden:
inputcriteria (energie-, grondstoffen-, water- en ruimtegebruik) en outputcriteria (emissies van broeikasgassen, ozonlaag aantastende stoffen, fotochemische oxidantvormende stoffen, verzurende stoffen, ecotoxische stoffen, humaantoxische stoffen, eutrofiërende stoffen en radioactieve straling).
In tegenstelling tot de oorspronkelijke MCA konden alle criteria konden weergegeven worden aan de hand van kwantitatieve scores. De impact van de voorketen en de impact tijdens de afvalverwerkingsfase werden bij elkaar opgeteld om zo zowel een getal te verkrijgen per criterium voor de milieu-impact per eenheid van hoeveelheid afval als voor de milieu-impact voor de gehele afvalstroom. Voor de scores voor de voorketen werd eerst een link gelegd tussen de afvalstromen en ruim 100 basismaterialen. Daarna werd voor elk van de basimaterialen de milieu-impact ingeschat (LCA-benadering) alsook het energieverbruik tijdens de productiefase. De scores voor de afvalverwerkingsfase werden, mits enkele aanpassingen, overgenomen uit de vervolg-MCA. Door het meenemen van de afzonderlijke impacts van materialengebruik worden in de afvalverwerkingsfase vaak negatieve cijfers bekomen voor de impactcategorieën omwille van de vermeden impacts door recyclage.
Om de scores van de verschillende criteria vergelijkbaar te maken wordt een standaardisatie uitgevoerd. Hiervoor moeten minimum- en maximumwaarden gedefinieerd worden die overeenkomen met gestandaardiseerde waarden 0 en 1. Voor de analyse van de milieu- impact van de totale stroom werd gestandaardiseerd tussen de kleinste behaalde score
(vaak negatief) en een getal dat het wereldtotaal van het criterium voorstelt. Dit noemen we de standaardisatie t.o.v. wereldtotalen. Deze standaardisatiewijze worden vergeleken met de standaardisatie aan de hand van het maximum van de absolute waarden. Hierbij wordt gestandaardiseerd tussen het maximum van de absolute waarden (als maximum) en het tegengestelde hiervan (als minimum). Voor de andere analyses (milieu-impact per eenheid van hoeveelheid en analyses exclusief voorketen) wordt enkel deze laatste standaardisatie meegenomen.
De gewichten van de criteria werden opnieuw vastgelegd in een werksessie met experts.
De gewichten bepalen hoe zwaar de criteria meetellen in de afweging. De outputcriteria als groep tellen mee voor 60% van het resultaat van de afweging, de inputcriteria voor 40 %.
Hoge gewichten worden gegeven aan de criteria eco- en humaantoxische stoffen en radio- actieve straling aan de kant van de outputcriteria en aan waterverbruik aan de kant van de inputcriteria.
Daar alle scores kwantitatief worden weergegeven, is gewogen sommering als
aggregatiemethode het meest aangewezen. Deze methode heeft als groot voordeel heel inzichtelijk te zijn. Voor elk van de afvalstoffencategorieën worden de gestandaardiseerde scores per criterium vermenigvuldigd met het bijhorende gewicht en daarna opgeteld. Op basis van de einduitkomst kunnen de afvalstoffencategorieën gerangschikt worden.
Bij de standaardisatie aan de hand van het maximum van de absolute waarden komt de absolute score 0 (i.e. geen impact) overeen met de gestandaardiseerde score 0,5, en dit voor elk van de criteria. Na aggregatie blijft dus inzichtelijk of de afvalstoffencategorie een netto ongunstige (eindscore > 0,5) dan wel een netto gunstige milieu-impact (eindscore <
0,5) heeft voor het milieu.
De milieu-impact per afvalstoffencategorie
Voor elk van de afvalstoffencategorieën werd de milieu-impact (per eenheid van hoeveelheid en over de totale afvalstroom) opgesplitst in de bijdrage van de voorketen en de bijdrage van de afvalverwerkingsfase. Tevens werd inzichtelijk gemaakt welke milieu-impactcategorie(ën) het meest bijdragen tot de milieu-impact van de afvalstof.
Hieruit blijkt dat de milieu-impact van de voorketen in vele gevallen heel wat groter is dan de milieu-impact van tijdens de afvalverwerkingsfase. Vooral bij afvalstoffen die vnl. gestort of verbrand worden is de impact tijdens de afvalverwerkingsfase verwaarloosbaar in
vergelijking met de impact tijdens de voorketen (vb. biociden, geneesmiddelen, medisch afval). Bij afvalstoffen die voornamelijk worden gerecycleerd (tot hetzelfde product) of die (na een bewerkingsstap) herbruikt worden als alternatief voor een ander product zien we vaak een negatieve impact tijdens de afvalverwerkingsfase. Deze negatieve impacts stellen de uitgespaarde impacts voor door het inzetten van een afvalstof in het productieproces in vergelijking met het productieproces op basis van primaire materialen.
De afvalstoffencategorieën gerangschikt
In de rangschikking op basis van de milieu-impact per eenheid van hoeveelheid zijn er drie categorieën met een duidelijk groter milieu-impact dan de andere categorieën. Het betreft de afvalstoffencategorieën geneesmiddelen, biociden en batterijen (volgens de cijfers van Bebat). Deze worden gevolgd door de categorieën medisch afval en verf, lak en andere coatings. Uit de gevoeligheidsanalyse blijkt dat voor bij een wijziging in gewichtenset de categorieën biociden, batterijen (Bebat) en lijm, hars, gom en kit de eerste plaats van de categorie geneesmiddelen kunnen overnemen. Bij de categorie lijm, hars, gom en kit zijn hiervoor weliswaar zeer drastische wijzigingen in de gewichtenset nodig.
Indien de voorketen niet in rekening wordt gebracht zijn er geen uitschieters met hogere milieu-impact. Wel worden afvalstoffencategorieën die dadelijk een eindverwerking ondergaan (zoals lijm, biociden, geneesmiddelen en medisch afval) eerder bovenaan in de rangschikking teruggevonden terwijl afvalstoffencategorieën waarvoor materiaalrecuperatie belangrijk is (zoals (non-)ferro, voertuigen, AEEA, batterijen, glas) eerder onderaan
voorkomen.
Bij rangschikking op basis van de milieu-impact voor de gehele afvalstoffenstroom speelt zowel de hoeveelheid afval als de milieu-impact per eenheid van hoeveelheid een rol. Grote afvalstromen zoals bouw- en sloopafval, gemengd afval, papier en plantaardig afval krijgen in de bovenstaande rangschikking een duidelijk hogere positie dan in de rangschikking volgens de milieu-impact per eenheid van hoeveelheid. Voor kleinere afvalstromen (biociden, geneesmiddelen, laboratoriumafval en zepen) geldt het omgekeerde. Toch is er geen eenduidig verband tussen de hoeveelheid afval en de milieu-impact van de totale afvalstroom. Hout bijvoorbeeld is een afvalstoffencategorie met grote hoeveelheid die helemaal onderaan de rangschikking voorkomt (gunstige milieu-impact in voorketen door bv.
opname van CO2 en dus negatieve impact voor uitstoot broeikasgassen).
Met de basisgewichtenset staat de categorie gemengd afval op de eerste positie. Bij verschuivingen in de gewichtenset kan de categorie bouw- en sloopafval (COPRO- gegevens) op de eerste plaats komen indien de criteria fotochemische oxidantvorming, aantasting van de ozonlaag, broeikasgassen én ruimtebeslag een veel groter gewicht krijgen en oa. de toxiciteitscriteria minder zwaar doorwegen.
De rangschikking op basis van de gestandaardiseerde scores relatief t.o.v. de wereldtotalen verschilt niet zodanig veel van de rangschikking op basis van de gestandaardiseerde scores aan de hand van het maximum van de absolute waarden.
Indien de voorketen niet wordt meegenomen in de impact van de totale afvalstoffencategorie vinden we bovenaan de rangschikking vooral afvalstoffen waarvoor recyclage geen of weinig belang heeft (verf, lijm, medisch afval, geneesmiddelen, asbest). Onderaan staan de categorieën die in belangrijke mate gerecycleerd worden (papier, metalen).
Beleid
Het beleid kan op basis van de bekomen resultaten op verschillende wijzen prioriteiten stellen in het afvalbeleid / materialenbeleid.
Een eerste vaststelling is dat de voorketens ruime aandacht verdienen: de milieu-impact wordt immers vaak in belangrijke mate veroorzaakt door de voorketen.
Voor de afvalstromen gemengd afval, huishoudelijk afval, bouw- en sloopafval, papier en verpakkingen, die een grote totale milieu-impact hebben, kan ingegrepen worden op de hoeveelheid: is bijvoorbeeld een meer doorgedreven scheiding of zuiniger gebruik mogelijk?
Toch speelt niet enkel de hoeveelheid een rol: voor al deze afvalstromen blijkt waterverbruik een belangrijk aandachtspunt.
Anderzijds hebben afvalstromen als geneesmiddelen, biociden, batterijen (Bebat-gegevens), medisch afval en lijm, hars, gom en kit een grote milieu-impact per eenheid van hoeveelheid, terwijl de afvalstroom slechts beperkt in massa is. Uitstoot van toxische stoffen blijkt hier in belangrijke mate de milieu-impact te bepalen. Het beleid kan hierop ingrijpen door te focussen op het beheersen van de verspreiding van toxische stoffen in de
productieprocessen, of op de mogelijkheden voor inzetten van gerecycleerd materiaal.
2. SUMMARY
OVAM, the Public Waste Agency of Flanders, is responsible for waste management in Flanders. Since a few years OVAM considers waste management in the broader framework of material management.
In 2003, a study was made of the environmental impact (impact per kg and total impact) of industrial waste flows. The result was a ranking of waste flows according to their
environmental impacts, leading to the determination of priority industrial waste flows which would be focused on in waste policy.
The broadening of the framework from waste management to material management implied the need for a new ranking of industrial waste flows, now encompassing the impact of materials use throughout the entire life cycle. This requires a different scoping of the system.
Not only the impact of waste treatment is to be studied, but also the impact of mining or cultivation for natural resources, processing of resources into basic materials, and fabrication of products. As these steps often do not occur in Flanders, the geographic scope is
broadened as well.
An adapted method
The altered scope necessitates some important changes in the original method of the 2003 study.
As production processes were to be taken into account, only those waste flows for which a clear production process could be identified (the post-product waste flows) have been included in the analyses. This yields a list of 34 waste categories, along with 5 “bis”
categories which differ from the corresponding basic categories by alternative assumptions about quantities or waste treatment options.
The extended geographic scope led to a reviewed criteria set which no longer includes local impacts. The criteria are divided into two groups: input (fossil energy demand, use of natural resources, use of water, land use) and output (global warming, ozone depletion,
photochemical oxidation, acidification, ecotoxicity, human toxicity, eutrophication, radioactivity).
For all criteria quantitative scores could be assigned, which was not the case in the original study. The scores for waste treatment have been reused and adapted where necessary. For the early stages in the material chain (mining, processing into basic materials, and energy use of the production process), the waste flows have first been linked to a list of over 100 basic materials. Then the environmental impact of these basic materials was estimated using an LCA approach. Finally, the scores for waste treatment and those for the pre-waste phase have been added to obtain a single value representing either the environmental impact per kg or the total environmental of the waste flow during all stages of the material chain considered. Avoided impacts due to avoided use of materials (re-use of the waste, recycling,…) have been subtracted; sometimes this yields negative scores for the waste treatment phase.
In order to make them comparable, the scores need to be standardized. This includes setting minimum and maximum values corresponding to the standardized values 0 and 1, respectively. For the analysis of the total environmental impact, a standardization between the lowest score obtained and the global total for the criterion is applied. Alternatively, a standardization based on the maximum of the absolute values of the scores is used. For the
analysis of the environmental impact per kg, and for the analyses where only the waste treatment step is taken into account, only the latter way of standardization is used.
The weights of the criteria determine how important the criteria are in the aggregation of the single environmental impacts. The weights have been determined in a working session with experts from OVAM and other administrations, industry, and NGOs. The group of output criteria was perceived to be most important (60% of the weight). High weights were given to the criteria use of water, radioactivity, ecotoxicity and human toxicity.
Since all scores are quantitative, weighted summation is the most adequate aggregation method. This method consists of multiplying the standardized scores with the weights for each criterion, and then adding these products to obtain a final score for each waste flow. A ranking of waste flows can then be deduced from the final scores.
If the standardization based on the maximum of the absolute values is used, standardized score 0,5 corresponds to score 0 (i.e. no impact). Hence, after aggregation it remains visible whether the waste flow globally has a favourable (final score < 0,5) or unfavourable (final score > 0,5) environmental impact.
Analysis of the environmental impact for each waste flow
For each waste flow, the environmental impact (per kg or total) was divided into the impact during the pre-waste phase and the impact of waste treatment. Moreover, the impacts contributing most to the aggregated environmental impact were identified.
It turns out that, in most cases, the environmental impact of the pre-wa ste phase is by far greater than that of the waste treatment step. This is especially the case with waste flows which are immediately incinerated or landfilled (e.g. biocides, medical waste,…). Waste flows which are recycled into the same material, or (after treatment) reused as a substitute for another material, often have a negative impact during the waste treatment phase due to avoided use of materials.
Ranking of the waste flows
In the ranking according to environmental impact per kg, four waste categories clearly have a greater impact than the remaining waste flows: drugs, biocides, batteries (Bebat data) and medical waste. Sensitivity analyses show that the waste flows biocides, batteries (Bebat) and glue can move up to the first position in the ranking by varying the weights of the criteria.
If only the waste treatment step is taken into account, there are no clear outliers with a higher environmental impact. Waste flows which are immediately incinerated or landfilled (e.g. glue, biocides,…) are found at the top of the ranking, while waste flows for recycling have a much lower environmental impact (e.g. metals, vehicles, glass).
The ranking according to the total environmental impact depends on the impact per kg, but also on the total amount of waste. Large waste flows, like construction and demolition waste, paper, and mixed waste, occupy higher positions than in the ranking based on the
environmental impact per kg; for small waste flows (e.g. biocides, drugs, laboratory waste, soap) the opposite holds. Nevertheless, there is no clear relation between the quantity and the total environmental impact. Wood waste, for example, is a large waste flow having a very low final score due to CO2 fixation in the pre-waste phase.
The first position is held by the category mixed waste. Variation of the weight distribution among the criteria can bring construction and demolition waste (COPRO data) to the first position, if much more weight is given to the criterion photochemical oxidation.
The rankings using the two different standardization methods (based on global totals and based on the maximum of the absolute values) do not differ very much.
If the pre-waste phase is not taken into account, again the top of the ranking is occupied by waste flows immediately undergoing incineration or landfilling (e.g. medical waste, glue), while waste flows for recycling obtain the lowest scores (e.g. paper, metals).
Policy options
Policy priorities can be deduced from the results of the study in different ways.
A first observation is that the pre-waste phase deserves ample attention: the environmental impact is often much greater than that of the waste treatment step.
For the categories mixed waste, household waste, construction and demolition waste and paper, policies can act on the quantity by, for example, promoting a sparing use or a more intensive separation of sub-flows. However, not only the quantity counts: for all these waste flows, use of materials is an important issue.
On the other hand, waste flows like drugs, biocides, batteries (Bebat data), medical waste and paint have a high environmental impact per kg, while their quantity is (relatively) small.
Toxical emissions appear to be the key issue here. Policy can focus on the reduction of dispersion of toxic substances during production processes, or on the possibilities for recycling.
3. INLEIDING
In dit hoofdstuk worden de randvoorwaarden voor de studie geschetst. In een eerste paragraaf wordt verduidelijkt hoe de vraag om deze studie voortkomt uit eerdere studies én veranderende beleidsvisies (paragraaf 3.1). Vervolgens worden de systeemgrenzen beschreven (paragraaf 3.2) en wordt toegelicht wat men precies moet verstaan onder milieu- impact van materialengebruik (paragraaf 3.3).
3.1 Beleidskader en voorgeschiedenis van de studie
Deze studie is te situeren binnen het afvalbeleid. Het afvalbeleid richtte zich traditioneel voornamelijk op huishoudelijk afval, maar in het Vlaams Milieubeleidsplan 2003-2007 werd gesteld dat ook de hoeveelheid bedrijfsafval en de milieu-impact ervan teruggedrongen moesten worden.
Om deze problematiek zo effectief en efficiënt mogelijk aan te pakken, werd besloten om de verschillende categorieën bedrijfsafvalstoffen te prioriteren volgens milieu-impact, zowel per eenheid van hoeveelheid afval (d.w.z. volgens impact per kg afvalstof) als totaal (d.w.z.
volgens impact van de volledige stroom). In 2002-2003 voerde Resource Analysis in opdracht van de Openbare Vlaamse Afvalstoffenmaatschappij (OVAM) de studie
“Ontwikkelen van een reproduceerbare methodologie voor het bepalen van het relatieve belang van de impact op het leefmilieu van bedrijfsafvalstoffen in Vlaanderen” uit. Hierin werd een methodologie opgemaakt, gebaseerd op multicriteria-analyse (MCA), om de afvalstoffencategorieën met elkaar te kunnen vergelijken volgens hun relatieve milieu- impact. De methodologie werd vervolgens ook toegepast, wat resulteerde in een “top 20”
van prioritair aan te pakken bedrijfsafvalstromen. Naar deze studie zal in het vervolg van dit rapport verwezen worden als de oorspronkelijke MCA.
In 2006-2007 werd door Resource Analysis een vervolgstudie uitgevoerd (“Nieuwe
multicriteria-analyse prioritaire bedrijfsafvalstoffen”), waarin de omschakeling gemaakt werd naar de Eural-indeling van afvalstoffen2. Er werd gebruikt gemaakt van de recentste meldingsgegevens van de OVAM, zodat deze studie het karakter van een vervolgmeting heeft, al zijn de resultaten door het verschil in indelingen niet helemaal vergelijkbaar. De eigenlijke multicriteria-analyse voerde de OVAM zelf uit. Deze studie zal verder de vervolg- MCA genoemd worden.
De laatste jaren wordt afvalbeleid meer en meer in het ruimere kader van materialenbeleid geplaatst. Binnen het materialenbeleid zijn de volgende beleidsvelden te onderscheiden:
• grondstoffenbeleid
• productbeleid
• afvalstoffenbeleid
Bij geïntegreerd ketenbeleid worden deze drie schakels samen beschouwd.
2 De oorspronkelijke MCA is gebaseerd op de toen gebruikte AKO-codes voor de indeling van de bedrijfsafvalstoffen.
In het licht van het materialenbeleid stelt zich de vraag of de milieu-impact van
bedrijfsafvalstoffen niet ook in belangrijke mate gelegen is in de productiefase. Er is dus nood aan een nieuwe prioritering van bedrijfsafvalstoffen volgens hun milieu-impact, met inbegrip van de milieu-impact door materialengebruik voorafgaand aan en tijdens de verwerking van het afval.
Het meenemen van de milieu-impact door materialengebruik vraagt echter een nauwkeurige systeemafbakening en een andere wijze van gegevensverzameling. Daarom werd Resource Analysis in 2005-2006 gevraagd om de haalbaarheid van deze uitbreiding na te gaan (“Haalbaarheidsanalyse voor het gebruik van MCA voor de prioritering van
bedrijfsafvalstoffen volgens de milieu-impact van hun ontstaan en verwerking met inbegrip van de impact door materialengebruik”). Hierin worden een aantal mogelijke methodes voorgesteld die verschillen qua ambitieniveau en qua invulling van de milieu-impact door materialengebruik. De haalbaarheidsanalyse wees uit dat de beste resultaten bereikt worden als men uitgaat van de milieu-impact van de ontginning van grondstoffen en de omvorming ervan tot de basismaterialen die ingezet worden in het productieproces. Waar in de oorspronkelijke studie een indicator “grondstoffenverbruik” voorkwam die enkel het gewicht weergaf, wordt deze impact in de uitgebreide methode best uitgesplitst over de gebruikte input- en outputcriteria.
De OVAM besloot daarop om de uitgebreide methode zoals aanbevolen in de
haalbaarheidsstudie ook daadwerkelijk te laten ontwikkelen en toepassen, om zo te komen tot een nieuwe prioritering van bedrijfsafvalstoffen binnen het ruimere kader van het materialenbeleid. Het voorliggende rapport vormt de neerslag van deze opdracht, die uitgevoerd werd door Resource Analysis (RA), het Centrum voor Energiebesparing en Technologie (CE) en het Centrum Milieuwetenschappen van de Universiteit van Leiden (CML).
3.2 Afbakening van het systeem
In deze paragraaf wordt beschreven wat de uitbreiding van de scope van afvalbeleid naar materialenbeleid precies inhoudt.
Een prioritering in het kader van materialenbeleid kan betrekking hebben op afvalstoffen, maar even goed op producten of grondstoffen. In deze studie wordt echter nog steeds uitgegaan van het afvalbeleid, d.w.z. de te vergelijken objecten in de multicriteria-analyse zijn de afvalstoffencategorieën uit de vervolg-MCA.
In de oorspronkelijke en vervolg-MCA werd het systeem beperkt tot de impacts tijdens het transport, de eventuele voorbewerking, de recyclage en/of de eindverwerking van de afvalstoffen. Vermeden impacts door hergebruik werden meegenomen als 2 aparte criteria, nl. vermeden grondstoffengebruik (massa gewogen met schaarstefactor) en vermeden energiegebruik.
In de voorliggende studie wordt de afbakening uitgebreid: naast afvalverwerking komen ook eerdere stadia van de levenscyclus van de materialen in beeld. Conform met de
haalbaarheidsstudie omvat dit het volgende:
• de milieu-impact van de ontginning van grondstoffen
• de milieu-impact van de omvorming van grondstoffen tot basismaterialen (die ingezet zullen worden in de productieprocessen voor de uiteindelijke consumer goods)
• het energieverbruik van het productieproces van basismaterialen tot consumer goods
• de milieu-impact van het afvalverwerkingsproces
De volgende stadia in de keten worden (wegens de te grote diversiteit) niet beschouwd:
• de milieu-impact (afgezien van het energieverbruik) van het productieproces van basismateriaal tot consumer good (o.a. procesemissies)
• de milieu-impact door het transport van consumer goods
• de milieu-impact tijdens het gebruik van consumer goods De systeemafbakening wordt samengevat in Figuur 1.
Het is duidelijk dat het meenemen van grondstoffenontginning en omvorming tot basismaterialen ook een verruimde geografische afbakening met zich meebrengt. Veel grondstoffen (o.a. metaalertsen) worden immers in het buitenland ontgonnen. We zullen zien dat dit zijn weerslag heeft op de criteriaset en het invullen van de scores.
3.3 Indicatoren voor milieu-impact van materialengebruik
Ook in de wijze waarop materialengebruik meegenomen wordt, vormt de voorliggende studie een uitbreiding van de oorspronkelijke en vervolg-MCA. Daarin werd materialengebruik tijdens het afvalverwerkingsproces voorgesteld door twee indicatoren:
• grondstoffenverbruik in gram per kilogram afval (bv. cement gebruikt bij de immobilisatie van filterkoek)
• vermeden grondstoffengebruik in gram per kilogram afval, gewogen naar schaarste (bv. vermeden gebruik van zand voor nieuw glas door het opnieuw inzetten van oud glas in het productieproces)
Enkel het materialengebruik zelf wordt dus meegenomen. In de uitgebreide methode daarentegen wordt ook duidelijk gemaakt welke impact de ontginning en verwerking van de materialen in kwestie met zich meebrengt.
Het materialengebruik zal dus in de voorliggende studie gelinkt worden aan milieu-impacts, zowel aan de inputkant (bv. energieverbruik, waterverbruik,…) als aan de outputkant (bv.
emissies van broeikasgassen, van verzurende stoffen,…) van het systeem. Hierbij wordt gebruik gemaakt van alle criteria die in de analyse beschouwd worden. De ruwe indicator grondstoffenverbruik uit de oorspronkelijke en vervolg-MCA wordt dus verfijnd door hem op te splitsen naar de verschillende input- en outputindicatoren. Vermeden materialengebruik door recyclage levert dan negatieve waarden voor deze indicatoren op.
10 5217-51-026-07 | Uitgebreide MCA – prioritaire afvalstoffen Figuur 1: Systeemafbakening
4. PRIORITERING VAN BEDRIJFSAFVALSTOFFEN MET INBEGRIP VAN DE IMPACT DOOR MATERIALENGEBRUIK: UITGEBREIDE METHODE
Net zoals in de voorafgaande studies berust de prioritering in de voorliggende studie op een multicriteria-analyse of MCA. Het principe van een MCA is dat men een aantal alternatieven met elkaar vergelijkt volgens een aantal criteria, die verschillende gewichten kunnen hebben.
Het gaat hierbij niet om één welomlijnde aanpak, maar om een geheel van methodes waarin nog keuzes gemaakt moeten worden op basis van de aard en de context van de opdracht.
De probleemstelling in de huidige studie vertoont heel wat overeenkomsten met die in de oorspronkelijke en vervolg-MCA. De verruimde afbakening van het systeem (zie paragraaf 3.2) en de preciezere invulling van de milieu-impact door materialengebruik (zie paragraaf 3.3) maken echter dat een aantal methodologische keuzes opnieuw bekeken moeten worden.
In dit hoofdstuk worden de gemaakte keuzes toegelicht. Eerst wordt beschreven welke objecten met elkaar zullen vergeleken worden (paragraaf 4.1) en volgens welke criteria dit zal gebeuren (paragraaf 4.2). Vervolgens wordt verduidelijkt hoe de scores ingevuld zijn (paragraaf 4.3) en hoe ze onderling vergelijkbaar gemaakt worden door standaardisatie (paragraaf 4.4). Tenslotte wordt de toekenning van gewichten aan de criteria verantwoord (paragraaf 4.5). Het hoofdstuk wordt afgesloten met een korte beschrijving van de gebruikte methode voor aggregatie (paragraaf 4.6) en de gebruikte software (paragraaf 4.7).
4.1 Alternatieven
De alternatieven die met elkaar vergeleken worden in deze multicriteria-analyse zijn de meegenomen afvalstoffencategorieën. Deze zijn echter niet precies dezelfde als in de oorspronkelijke MCA of in de vervolg-MCA.
Als men ook de milieu-impact door materialengebruik wil meenemen, moet immers een relatie gelegd worden tussen afvalstoffen enerzijds en basismaterialen en grondstoffen anderzijds. Dit is enkel relevant voor post-consumer-afvalstoffen, die afval worden na consumptie van het overeenstemmende goed. Voor een afvalstof die vrijkomt tijdens het productieproces van een consumer good is er in feite geen input aan materialen geweest: de materialen worden ingezet ten behoeve van het consumer good, niet van het bijproduct.
Omdat deze definitie van post-consumer-afvalstoffen in de praktijk nog tot een aantal onduidelijke situaties leidt, werd besloten om de verzameling te bestuderen afvalstoffen nog verder te beperken tot de post-product-afvalstoffen, die afval worden na consumptie van een product bestemd voor eindgebruik. Afvalstoffen afkomstig van producten die enkel bestemd zijn voor gebruik binnen industriële processen worden hier dus uitgesloten.
In Tabel 1 wordt het onderscheid tussen post-consumer- en post-product-afvalstoffen verduidelijkt aan de hand van enkele voorbeelden.
Tabel 1: Voorbeelden ter illustratie van het verschil tussen post-consumer- en post- product-afvalstoffen
Afvalstoffencategorie Post-consumer? Post-product?
08.03 Slib en emulsies van
metaalbewerking Nee – de afvalstof komt vrij tijdens het productieproces. Er is geen
materialeninput specifiek voor de afvalstof.
Nee
02 Afgewerkte filtratie- en
absorptiematerialen Ja – er worden materialen ingezet voor de
productie van dit product. Nee – het product wordt geproduceerd in functie van gebruik binnen industriële processen, niet door eindgebruikers.
11 Batterijen Ja Ja – het product wordt geproduceerd in functie van eindgebruik.
De meeste afvalstoffencategorieën bestaan uit een aantal verschillende subcategorieën.
Soms bevat de ene subcategorie post-product-afvalstoffen en de andere niet-post-product- afvalstoffen. In de meerderheid van deze gevallen bleek echter hetzij het aandeel post- product, hetzij het aandeel niet-post-product te verwaarlozen en werd de categorie als volledig niet-post-product, respectievelijk volledig post-product aangeduid.
Slechts voor twee afvalstoffencategorieën was noch het aandeel post-product, noch het aandeel niet-post-product verwaarloosbaar en werd gewerkt met de post-product-fractie van de afvalstroom. Dit was het geval voor de categorieën textielafval en gebruikt straalgrit. Om deze deelstromen duidelijk te kunnen onderscheiden van de totale stromen uit de vervolg- MCA kregen ze een andere naam (Tabel 2).
Tabel 2: Afvalstoffencategorieën die deels meegenomen worden in de uitgebreide MCA
Categorie in vervolg-MCA Primaire
hoeveelheid Categorie in uitgebreide MCA Primaire hoeveelheid 14 Textielafval 60.743 ton 14 Afgedankt textiel 51.928 ton
42 Gebruikt straalgrit 23.100 ton 42 Gebruikt straalgrit van gevelreiniging 12.283 ton
Een aantal afvalstromen bevatten afval dat strikt genomen geen post-product-afval is, maar uit hetzelfde materiaal bestaat en (grotendeels) hetzelfde productieproces doorlopen heeft;
voorbeelden zijn metaalvijlsel en houtschaafsel. Er werd besloten om deze fracties toch mee te nemen in de analyse, omdat de milieu-impact gelijkaardig is met die van de post-product- fractie.
Voor vijf afvalcategorieën waren naast de meldingsgegevens nog andere gegevens m.b.t. de hoeveelheden en/of verwerkingswijzen voorhanden. Daarom werd telkens een bis-categorie opgenomen. Het gaat om de categorieën afgedankte voertuigen, batterijen, AEEA, bouw- en sloopafval en gemengd afval. In Tabel 3 wordt weergegeven waarin de bis-categorie verschilt van de oorspronkelijke.
Tabel 3: Bis-categorieën
Oorspronkelijke categorie Bis-categorie Verschil
09 Afgedankte voertuigen 09bis Afgedankte voertuigen Febelauto Enkel hoeveelheid afval verschilt
11 Batterijen 11bis Batterijen Bebat Hoeveelheid en verdeling volgens type batterijen verschillen
12 AEEA 12bis AEEA Recupel Bis-categorie bevat kleine fractie TL-lampen i.p.v. gloeilampen
39 Bouw- en sloopafval 39bis Bouw- en sloopafval COPRO Enkel hoeveelheid afval verschilt
55 Gemengd afval 56 Huishoudelijk restafval Hoeveelheid en verdeling over de verwerkingswijzen verschilt
In Tabel 4 vindt men de uiteindelijke lijst van post-product-afvalstoffencategorieën. Deze afvalstromen worden als alternatieven met elkaar vergeleken in de multicriteria-analyse.
Tabel 4: Post-product-afvalstoffencategorieën (alternatieven in de MCA) Nr Categorie
01 Verpakkingen
03 Papier- en kartonafval
04 Glasafval
05 Houtafval
06 Kunststofafval
07.01 Ferrometaalafval
07.02 Non-ferrometaalafval
09 Afgedankte voertuigen
09bis Afgedankte voertuigen Febelauto
11 Batterijen
11bis Batterijen Bebat
12 AEEA
12bis AEEA Recupel
13 Lampen
14 Afgedankt textiel
16.01 + 17 Afgewerkte olie en vloeibare fossiele brandstoffen
16.02 Bilge olie
12.01 + 16.05 PCB-transformatoren en PCB-houdende olie
19 Afval van verf, lak en andere coatings
20 Afval van lijm, hars, gom en kit
21 Afval van inkt en toner
22 Afval van fotochemicaliën
23 Film- en celluloïdeafval
26 Afval van detergenten, zepen en desinfecterende middelen
29 Afval van biociden
34 Medisch afval
35 Afval van geneesmiddelen
36 Laboratoriumafvalstoffen
37.01 Gebruikte frituuroliën en –vetten
37.02 Afval van plantaardige oorsprong
37.03 Dierlijk afval
37.04 Bijproducten die afval zijn, uitgezonderd dierlijk afval
38 Asbesthoudend afval
39 Bouw- en sloopafval
39bis Bouw- en sloopafval COPRO
42 Gebruikt straalgrit van gevelreiniging
43 Afval van teer, bitumen, teerhoudend asfalt en koolstofhoudend anodeafval
55 Gemengd afval
56 Huishoudelijk restafval
4.2 Criteria
4.2.1 Uitgangspunt: criteriaset uit oorspronkelijke MCA
De alternatieven (afvalstromen) worden met elkaar vergeleken volgens een aantal
milieucriteria. Voor deze criteria werd in eerste instantie uitgegaan van de criteriaset uit de oorspronkelijke en vervolg-MCA. Deze bevatte zowel input- als outputcriteria, alsook een aantal criteria met betrekking tot lokale hinder en risico’s; de volledige lijst van criteria vindt men terug in Tabel 5.
Tabel 5: Criteriaset in de oorspronkelijke en vervolg-MCA
Criteriumgroep Hoofdcriteria Subcriteria
emissies naar lucht broeikasgassen
ozonlaag aantastende stoffen smogvormende stoffen verzurende stoffen ecotoxische stoffen humaantoxische stoffen eutrofiërende stoffen
emissies naar water ecotoxische stoffen humaantoxische stoffen eutrofiërende stoffen emissies
emissies naar bodem
verbruik van water
verbruik van fossiele brandstoffen
verbruik van (bulk) grondstoffen gebruik van ruimte, hulp- en
grondstoffen
gebruik van ruimte
geluids- en trillingshinder
geurhinder
stofhinder
mobiliteitshinder lokale hinder
visuele hinder
risico op grote milieuschade door illegale verwijdering
risico’s op grote milieuschade
risico op grote milieuschade door incidentele lozingen/emissies
andere bijzonderheden radioactieve straling
vermeden energiegebruik door nuttige toepassing
nuttige toepassing
vermeden grondstoffengebruik door nuttige toepassing
Omwille van de veranderde afbakening van de opdracht (zie paragraaf 3.2) dienden hieraan echter enkele aanpassingen te gebeuren. Deze worden beschreven in paragrafen 4.2.2 tot en met 4.2.5. In paragraaf 4.2.6 vindt men de resulterende criteriaset en wordt de invulling van de criteria in meer detail omschreven.
4.2.2 Weglaten van criteria met lokale scope
In de oorspronkelijke en vervolg-MCA werd (voornamelijk) de afvalverwerking in Vlaanderen bestudeerd. Het meenemen van de milieu-impact van materialengebruik in de voorliggende studie impliceert echter een ruimere geografische afbakening. Grondstoffenontginning bijvoorbeeld gebeurt immers vaak niet in Vlaanderen. Daardoor worden criteria die
uitdrukking geven aan lokale milieu-impacts minder relevant, of in elk geval veel moeilijker in te vullen. Er werd bijgevolg besloten om dergelijke criteria niet meer mee te nemen in de uitgebreide MCA. De volgende criteria of criteriumgroepen worden dus weggelaten uit de set in Tabel 5:
• emissies naar bodem (het gaat hier in feite om het risico van lokale bodemverontreiniging)
• lokale hinder
• risico’s op grote milieuschade
4.2.3 Optellen van emissies naar lucht en water
Een andere aanpassing aan de oorspronkelijke criteriaset betreft de emissies naar lucht en water. Deze emissies worden uitgedrukt als effecten (bv. verzuring). Drie van deze effecten doen zich zowel in de lucht als in het water voor: ecotoxiciteit, humane toxiciteit en
eutrofiëring. In de oorspronkelijke MCA en de vervolg-MCA werden deze effecten opgesplitst naar component en werd dus bijvoorbeeld een score toegekend voor eutrofiëring in de lucht en één voor eutrofiëring in het water.
De componenten staan echter in verbinding met elkaar en het is mogelijk dat een effect zich verplaatst. In de LCA-databanken waaruit gegevens m.b.t. milieu-impact van ontginning van grondstoffen en productie van basismaterialen gehaald werden, wordt het onderscheid tussen lucht en water niet gemaakt. Ook de karakterisatiefactoren uit de EPI-methodologie, waarmee emissies van verschillende polluenten geaggregeerd worden tot een score voor het effect in kwestie, zijn erop voorzien dat voor deze drie effectgroepen de scores voor water en lucht samengenomen worden. In de voorliggende studie wordt bijgevolg gewoonweg met de effecten gewerkt, zonder onderscheid tussen lucht of water.
4.2.4 Uitsplitsen van (vermeden) grondstoffenverbruik
In de oorspronkelijke en vervolg-MCA werd een criterium grondstoffenverbruik
meegenomen, dat bijvoorbeeld het gebruik van cement voor immobilisatie weergeeft. De scores werden berekend door de hoeveelheid gebruikte grondstof te vermenigvuldigen met een (zelf ingeschatte) schaarstefactor. Het criterium vermeden grondstoffenverbruik, relevant in geval van hergebruik of recyclage, werd op analoge wijze ingevuld.
Het opnemen van de impact van materialengebruik in de voorliggende studie maakt het echter mogelijk om (vermeden) grondstoffenverbruik preciezer uit te drukken, d.w.z. om in de plaats van een hoeveelheid met schaarstefactor de individuele impacts (uitstoot van broeikasgassen, verzuring, energieverbruik e.d.) van ontginning en verwerking van de grondstof weer te geven.
De hiervoor benodigde gegevens zijn afkomstig uit de LCA-databanken. Grondstoffen gebruikt bij de afvalverwerking, of uitgespaard door recyclage of hergebruik, werden zo goed mogelijk gekoppeld aan materialen waarvoor de individuele impacts bekend zijn. De
gebruikte of uitgespaarde hoeveelheid materiaal per kilogram afvalstof wordt dan voor elk criterium vermenigvuldigd met de impact van het desbetreffende materiaal.
4.2.5 Vermeden impacts meenemen als negatieve impacts
De criteria vermeden energieverbruik en vermeden grondstoffenverbruik uit de oorspronkelijke criteriaset worden in de voorliggende studie niet meer afzonderlijk meegenomen. Vermeden energieverbruik door recyclage of door verbranding met energieterugwinning wordt met een minteken meegenomen onder het criterium energieverbruik. Vermeden grondstoffenverbruik wordt uitgesplitst naar de individuele impacts zoals beschreven in paragraaf 4.2.4, en vervolgens worden al deze vermeden impacts met een minteken meegenomen bij het effect in kwestie.
4.2.6 Resulterende criteriaset
De uiteindelijke criteriaset voor de uitgebreide MCA en de gebruikte eenheden worden weergegeven in Tabel 6.
Tabel 6: Criteriaset en eenheden in de uitgebreide MCA
Criteriumgroep Criteria Eenheden
Milieu-impact door emissies van… broeikasgassen g CO2-eq.
ozonlaag aantastende stoffen g CFC 11-eq.
fotochemische oxidantvormende stoffen g ethyleen-eq.
verzurende stoffen g SO2-eq.
ecotoxische stoffen g 1,4-dichloorbenzeen-eq.
humaantoxische stoffen g 1,4-dichloorbenzeen-eq.
eutrofiërende stoffen g fosfaat-eq.
radioactieve straling DALY
Milieu-impact door gebruik van… energie MJ
grondstoffen g antimoon-eq.
water m3
ruimte m2*jaar
Voor een goed begrip van de criteria wordt hieronder toegelicht wat deze precies inhouden.
Effecten van emissies van polluenten: algemeen
De outputcriteria worden, met uitzondering van het criterium radioactieve straling, ingevuld met behulp van de EPI-methodologie3. Hierbij worden niet de emissies van polluenten op zich weergegeven, maar de effecten (bv. aantasting van de ozonlaag, verzuring e.d.), waartoe verschillende polluenten kunnen bijdragen. Omgekeerd kan een bepaalde polluent
3 Association of the Dutch Chemical Industry (VNCI), 2001. Environmental Performance Indicators for the chemical industry. The ‘EPI-method’. Studie uitgevoerd door CE en CML in opdracht van VNCI.
bij meer dan één effectgroep in rekening gebracht worden. In Tabel 7 worden per effect enkele belangrijke polluenten weergegeven.
Tabel 7: Enkele belangrijke polluenten per effect in de EPI-methodologie
Effect Belangrijkste polluenten
Broeikaseffect CO2, NH4, N2O
Aantasting van de ozonlaag CFK’s
Fotochemische oxidantvorming NOx, CO, NMVOS
Verzuring SO2, NOx, NH3
Ecotoxiciteit Zware metalen, dioxines, VOS
Humane toxiciteit Zware metalen, fijn stof (als PM10), dioxines, SO2, VOS
Eutrofiëring NOx, NH3, NH4+, fosfaat, nitraat
Telkens worden alle emissies meegenomen die rechtstreeks verbonden zijn aan de afvalstoffencategorie, voor zover ze passen in de systeemafbakening in paragraaf 3.2. De score voor een effect wordt bekomen door de uitgestoten hoeveelheden van de relevante polluenten gewogen op te tellen. De wegingsfactoren, de zogenaamde
karakterisatiefactoren, hangen uiteraard af van de aard van de polluent, maar ook van het effect. De karakterisatiefactoren werden voor een groot aantal stoffen berekend; ze zijn te vinden in Bijlage A. Voor de criteria ecotoxiciteit, humane toxiciteit en eutrofiëring zijn er aparte karakterisatiefactoren voor effecten in de lucht en in het water; uiteindelijk kunnen deze twee effecten echter opgeteld worden.
Broeikasgassen
Het gaat om de uitstoot van broeikasgassen tijdens alle beschouwde fases in de
materiaalketen, inclusief door het gebruik van brandstoffen. Het effect wordt uitgedrukt in CO2-equivalenten.
Aantasting van de ozonlaag
In de oorspronkelijke en vervolg-MCA werd het criterium “aantasting van de ozonlaag” binair gescoord (ja/nee). Voor de voorketen zijn in de gebruikte LCA-databanken echter
kwantitatieve gegevens voorhanden, uitgedrukt in CFC 11-equivalenten. Ervan uitgaande dat aantasting van de ozonlaag voornamelijk een gevolg is van het voorkomen van bepaalde stoffen, en niet zozeer van de wijze van afvalverwerking, vullen we dit criterium in met de impact van de voorketen alleen.
Fotochemische oxidantvorming
In dit criterium wordt de uitstoot van fotochemische oxidantvormende stoffen tijdens alle beschouwde fases in de materiaalketen in rekening gebracht, inclusief door het gebruik van brandstoffen. Het effect wordt uitgedrukt in ethyleen-equivalenten. De aannames voor de berekening van de scores verschillen echter van die uit de oorspronkelijke en vervolg-MCA;
dit wordt hierna verduidelijkt.
Stikstofoxiden (NOx) vormen een belangrijke groep polluenten binnen de impact
fotochemische oxidantvorming. NOx-emissies bestaan voornamelijk uit stikstofmonoxide (NO) en stikstofdioxide (NO2). Deze beide stoffen hebben echter een heel verschillende impact op fotochemische smogvorming: NO2 draagt bij tot smogvorming, NO zorgt juist voor minder smog. Dit vertaalt zich in een positieve karakterisatiefactor voor NO2 en een
negatieve karakterisatiefactor voor NO (zie Bijlage A). Om de effecten van NO en NO2 op fotochemische oxidantvorming zo correct mogelijk weer te geven, moet men dus beschikken over emissiegegevens voor de beide stoffen afzonderlijk, zodat ze elk met hun eigen karakterisatiefactor meegenomen kunnen worden.
Emissiegegevens vermelden meestal enkel een cijfer voor NOx uitgedrukt als NO2. Emissie van NOx gebeurt immers in de eerste plaats voornamelijk als NO (dat weinig toxisch is), maar NO wordt door oxidatie met zuurstof of andere oxidantia relatief snel omgezet in NO2, dat wel significante milieu-effecten heeft. Daarom worden NOx-emissies uitgedrukt als NO2- emissies aan de hand van de relatie
NOx = 1,53 * NO + NO2,
die rekening houdt met de moleculaire gewichten.
Dit betekent dat op basis van de cijfers voor NOx een inschatting moet gemaakt worden van de NO- en NO2-emissie. Hierin volgen we het MER-richtlijnenboek lucht en de VLAREM- reglementering m.b.t. dispersiemodellering, waarin gesteld wordt dat voor het bestuderen van de effecten van NOx gerekend moet worden met een verhouding 60% / 40% voor NO2 / NO. Voor de NO-fractie moet dan nog rekening gehouden worden met de moleculaire gewichten, zoals in de bovenstaande relatie. Volgens deze redenering komt x gram NOx dan overeen met x * 60% gram NO2 en x * 40% / 1,53 gram NO. Alle NOx-emissies die bijdragen tot de milieu-impact, in de voorketen en de afvalverwerkingsfase, werden op deze manier omgerekend.
Het onderscheid tussen NO en NO2 is enkel relevant voor de impactgroep fotochemische oxidantvorming. Voor de andere impactgroepen waartoe NOx een bijdrage levert (verzuring, eutrofiëring en humane toxiciteit) wordt de opsplitsing dan ook niet gemaakt.
Verzuring
Hiervoor wordt de uitstoot van verzurende stoffen in alle meegenomen fases van de materiaalketen beschouwd, inclusief door gebruik van brandstoffen. Het effect wordt uitgedrukt in SO2-equivalenten.
Ecotoxiciteit
Hiervoor wordt de uitstoot van ecotoxische stoffen naar lucht en water in alle meegenomen fases van de materiaalketen beschouwd, inclusief door gebruik van brandstoffen. Het effect wordt uitgedrukt in 1,4-dichloorbenzeen-equivalenten. De EPI-karakterisatiefactoren laten toe om emissies naar lucht en water op te tellen.
Humane toxiciteit
Hiervoor wordt de uitstoot van humaantoxische stoffen naar lucht en water in alle meegenomen fases van de materiaalketen beschouwd, inclusief door gebruik van brandstoffen. Het effect wordt uitgedrukt in 1,4-dichloorbenzeen-equivalenten. De EPI- karakterisatiefactoren laten toe om emissies naar lucht en water op te tellen.
Eutrofiëring
Hiervoor wordt de uitstoot van eutrofiërende stoffen naar lucht en water in alle meegenomen fases van de materiaalketen beschouwd, inclusief door gebruik van brandstoffen. Het effect wordt uitgedrukt in fosfaat-equivalenten. De EPI-karakterisatiefactoren laten toe om emissies naar lucht en water op te tellen.
Radioactiviteit
In de oorspronkelijke en vervolg-MCA werd gekeken naar het risico van vrijkomen van radioactieve straling bij de afvalverwerking (met score ja/nee). In de LCA-databanken die gebruikt worden om de impact van de voorketen te kwantificeren, blijken hierover echter kwantitatieve gegevens voorhanden, uitgedrukt in DALY (Disability Adjusted Life Years). Er werd besloten om voor de uitgebreide methode deze impact mee te nemen als “milieu- impact door emissie van radioactieve straling”.
De scores voor risico van vrijkomen van radioactieve straling uit de oorspronkelijke en vervolg-MCA worden voornamelijk bepaald door de aard van de materialen, en niet zozeer door de wijze van afvalverwerking. Daarom wordt verondersteld dat het criterium “milieu- impact door emissie van radioactieve straling” afdoende ingevuld wordt door enkel de cijfers voor de voorketen mee te nemen.
Energieverbruik
Het criterium energieverbruik geeft het fossiele energieverbruik (in MJ) weer, zowel direct (bv. brandstof voor verwarming) als indirect (elektriciteitsverbruik).
Energieverbruik veroorzaakt milieu-impact aan zowel de input- als de outputkant. Aangezien dit criterium echter als inputcriterium opgevat wordt, worden hier enkel de inputaspecten van energieverbruik beschouwd, d.w.z. het gebruik van natuurlijke hulpbronnen (hier: eindige voorraden van bijvoorbeeld petroleum of steenkool). De outputaspecten van energieverbruik (o.a. uitstoot van broeikasgassen en andere polluenten bij de productie van elektriciteit) worden, net zoals bij de oorspronkelijke en de vervolg-MCA, meegenomen onder de emissiecriteria. Aangezien hier twee verschillende aspecten van energieverbruik in beeld komen, is dit geen dubbeltelling.
Grondstoffenverbruik
Dit criterium brengt het gebruik van grondstoffen in rekening in alle stappen in de keten die binnen de systeemafbakening in paragraaf 3.2 vallen. Net zoals bij de outputcriteria wordt hier een gewogen som gemaakt van de verschillende gebruikte grondstoffen; het resultaat wordt uitgedrukt in antimoon-equivalenten. De karakterisatiefactoren zijn afkomstig uit de Problem Oriented Approach (POA) in het LCA-Handboek (Guinée et al., 2002). Deze invulling van het criterium verschilt van die in de oorspronkelijke en vervolg-MCA, waar gewerkt werd met zelf ingeschatte schaarstefactoren en waar enkel de bulkgrondstoffen (zand e.d.) in rekening werden gebracht bij het inschatten van grondstoffenverbruik bij het verwerken van de afvalstoffen.
Fossiele brandstoffen worden niet meegenomen in het criterium grondstoffenverbruik vermits het verbruik van fossiele brandstoffen als apart criterium wordt meegenomen (zie hierboven).
Waterverbruik
Bij het criterium waterverbruik wordt het netto verbruik (in m3) bedoeld: de hoeveelheid water die in het proces gebracht wordt, verminderd met de hoeveelheid die geloosd wordt. Aparte gegevens over input en output van water blijken zelden voorhanden. Waar mogelijk wordt de vuilvracht in het geloosde afvalwater wel meegenomen bij de emissiecriteria.
Ofschoon dit wel relevant is vanuit het oogpunt van uitputting van hulpbronnen, wordt er geen onderscheid gemaakt naar type water (leidingwater, grondwater, hemelwater), omdat de beschikbare gegevens een dergelijke mate van detail niet toelaten. De scores voor waterverbruik geven dus telkens het netto verbruik weer van alle types water samen.
Koel- en turbinewater wordt niet meegenomen in het criterium waterverbruik, omdat dit water is dat nooit echt in contact komt met het proces en in principe geen extra verontreiniging bevat op het moment dat het weer geloosd wordt.
Ruimtebeslag
Ruimtebeslag behelst de ruimte ingenomen door de ontginning van grondstoffen, de productie van basismaterialen en de verwerking van afval. Ook de tijdsdimensie speelt echter een rol: een oppervlakte die gedurende lange tijd bezet wordt, vertegenwoordigt een zwaardere impact dan een oppervlakte die slechts korte tijd ingenomen wordt. Het
ruimtebeslag wordt berekend door de oppervlakte van groeven, installaties e.d. te vermenigvuldigen met het aantal jaren dat deze oppervlakte ingenomen zal worden, en te delen door de totale geproduceerde (resp. verwerkte) hoeveelheid over deze periode. Dit komt erop neer dat men de oppervlakte deelt door de jaarproductie (resp. jaarcapaciteit); de eenheid is dan m2 * jaar.
Deze invulling van het criterium ruimtebeslag verschilt van de aanpak in de oorspronkelijke en vervolg-MCA, waar de oppervlakte gedeeld werd door de jaarcapaciteit én door een afschrijfperiode (zo werd de ruimte-inname als het ware verdeeld over de levensduur van de installatie).
4.3 Scores
Elk alternatief (d.w.z. elke meegenomen afvalstoffencategorie) moet voor elk criterium een score toegekend krijgen. Scores kunnen op een kwantitatieve of kwalitatieve meetschaal uitgedrukt worden; dit bepaalt mee de keuze voor de aggregatiemethode.
Bij kwantitatieve meetschalen zijn de verschillen tussen scores betekenisvol: het verschil tussen score 5 en score 3 betekent bijvoorbeeld hetzelfde als het verschil tussen score 8 en score 6. Een ratioschaal vertoont een absoluut nulpunt met eenduidige betekenis, wat ervoor zorgt dat ook verhoudingen tussen scores betekenisvol zijn; bij een intervalschaal is er geen absoluut nulpunt.
Bij kwalitatieve meetschalen mag men geen betekenis hechten aan verschillen tussen scores. Een ordinale schaal geeft enkel een rangorde weer. Nominale schalen, waar zelfs geen volgorde uit af te leiden valt, zijn niet bruikbaar in een multicriteria-analyse.
Kwantitatieve meetschalen geven dus duidelijk meer informatie dan kwalitatieve meetschalen, maar de nodige gegevens voor het invullen van de scores zijn soms wel moeilijker te vinden.
