Werkstoffeffizienz

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Werkstoffeffizienz

Fraunhofer-Institut für
Systemtechnik und Innovationsforschung ISI
Werkstoffeffizienz
Einsparpotenziale bei Herstellung und Verwendung
energieintensiver Grundstoffe
Ein Projekt für das
Bundesministerium für Wirtschaft und Arbeit
Förderkennzeichen 0327313A
Eberhard Jochem
Michael Schön
Gerhard Angerer
Michael Ball
Harald Bradke
Birgül Celik
Wolfgang Eichhammer
Wilhelm Mannsbart
Frank Marscheider-Weidemann
Carsten Nathani
Rainer Walz
Martin Wietschel
Unter Mitarbeit von:
Lars Behnke
Kamyar Bolourian
Daniela Kohl
Sonja Mohr
August 2004
Fraunhofer IRB Verlag
Inhaltsverzeichnis
I
Inhaltsverzeichnis
0
Zusammenfassung .................................................................................. 1
1
Ausgangslage, Zielsetzung und Mitwirkung
von Wirtschaftsvertretern ..................................................................... 13
2
Werkstoffeffizienz nach Sektoren und Anwendungen........................ 18
2.1
Eisen und Stahl ............................................................................... 18
2.1.1
Vorbemerkung ...............................................................................................18
2.1.2
Charakterisierung des Sektors ......................................................................18
2.1.3
Herstellverfahren............................................................................................24
2.1.3.1
Roheisenerzeugung.......................................................................................25
2.1.3.1.1
Sinteranlage...................................................................................................25
2.1.3.1.2
Kokerei ...........................................................................................................26
2.1.3.1.3
Hochofen........................................................................................................27
2.1.3.1.4
Alternative Roheisenerzeugungsverfahren....................................................29
2.1.3.2
Stahlerzeugung im Konverter (Oxygenstahl).................................................30
2.1.3.3
Elektrostahlerzeugung ...................................................................................32
2.1.3.3.1
Problematik der Begleitelemente...................................................................33
2.1.3.4
Strangguß ......................................................................................................35
2.1.3.5
Herstellung von Walzerzeugnissen ...............................................................36
2.1.3.6
Endabmessungsnahes Gießen .....................................................................37
2.1.3.7
Rolle der beiden Verfahrensrouten................................................................38
2.1.4
Recycling........................................................................................................38
2.1.4.1
Quantifizierungsansätze für den Energieaufwand des Recyclings................39
2.1.4.2
Qualität und Verfügbarkeit von Stahlschrott ..................................................40
2.1.4.3
Fallbeispiel Altautorecycling...........................................................................46
2.1.4.3.1
Materialzusammensetzung ............................................................................47
2.1.4.3.2
Altautoaufkommen .........................................................................................48
2.1.4.3.3
Recyclingschritte und deren Kosten ..............................................................50
2.1.4.3.4
Stahl-Recyclingquote bei Altautos .................................................................55
2.1.4.3.5
Energetische Bewertung des Altautorecyclings.............................................56
2.1.4.4
Fallbeispiel Weißblechrecycling.....................................................................59
2.1.4.4.1
Recyclingschritte............................................................................................62
2.1.4.4.2
Stahl-Recyclingquote bei Weißblechverpackungen ......................................63
2.1.4.4.3
Energetische Bewertung des Weißblechrecyclings.......................................63
II
Inhaltsverzeichnis
2.1.5
Energetische Bewertung und Abschätzung des Energieeinsparpotenzials durch Stahlrecycling .....................................................................64
2.1.6
F&E-Bedarf ....................................................................................................70
2.2
Aluminium.........................................................................................76
2.2.1
Vorbemerkung................................................................................................76
2.2.2
Charakterisierung des Sektors.......................................................................76
2.2.3
Herstellverfahren............................................................................................88
2.2.3.1
Herstellung von Primäraluminium ..................................................................90
2.2.3.2
Herstellung von Sekundäraluminium .............................................................94
2.2.4
Verarbeitung von Aluminium..........................................................................97
2.2.4.1
Aluminiumwerkstoffe ......................................................................................97
2.2.4.2
Herstellung der Vorprodukte für die Halbzeugfertigung...............................100
2.2.4.3
Gießen und Umformen von Aluminium........................................................101
2.2.5
Energiebedarfsanalyse für Aluminium und zukünftige Entwicklung
bis 2020........................................................................................................104
2.2.6
Recycling......................................................................................................110
2.2.6.1
Problematik der Quantifizierung des Aluminiumrecyclings..........................110
2.2.6.2
Qualität und Verfügbarkeit von Aluminiumschrott........................................111
2.2.6.3
Fallbeispiel Altautorecycling.........................................................................120
2.2.6.4
Fallbeispiel Aluminiumverpackungen...........................................................124
2.2.7
Energetische Bewertung und Abschätzung des Energieeinsparpotenzials durch Aluminiumrecycling...........................................................135
2.2.8
F&E-Bedarf ..................................................................................................139
2.3
Energetische Bewertung von Leichtbaustrategien im
Automobilsektor.............................................................................144
2.3.1
Einführung....................................................................................................144
2.3.2
Leichtbaustrategien im Automobilbau..........................................................145
2.3.2.1
Die Relevanz von Leichtbaustrategien ........................................................145
2.3.2.2
Entwicklungstendenzen im Leichtbau..........................................................147
2.3.2.3
Eine erste energetische Bewertung von Leichtbaustrategien......................150
2.3.3
Modellgestützte Analysen von Materialeffizienzstrategien ..........................151
2.3.3.1
Methodisches Vorgehen ..............................................................................151
2.3.3.1.1
Einführung....................................................................................................151
2.3.3.1.2
Methodische Ansätze zur Analyse von regionalen Stoffhaushalten
und Recyclingprozessen unter energetischen Gesichtspunkten.................152
2.3.3.1.2.1 Stoffstromnetze (Ökobilanzsoftware)...........................................................152
2.3.3.1.2.2 Optimierende Stoff- und Energieflussmodelle .............................................153
2.3.3.1.2.3 System Dynamics ........................................................................................154
Inhaltsverzeichnis
2.3.3.1.3
III
Modellbeschreibung.....................................................................................156
2.3.3.1.3.1 Bilanzgrenzen und Abbildungsbereich ........................................................156
2.3.3.1.3.2 Lösungsverfahren und mathematische Modellbeschreibung ......................158
2.3.3.2
Szenarien zum Leichtbau ............................................................................161
2.3.3.3
Rahmendaten und Bilanzraum ....................................................................164
2.3.3.4
Modellergebnisse.........................................................................................169
2.3.3.4.1
Ergebnisse für die beiden Leichtbauszenarien............................................169
2.3.3.4.2
Sensitivitätsanalysen ...................................................................................174
2.3.4
Weiterführende Diskussion von Leichtbaustrategien hinsichtlich
einer ökobilanziellen Bewertung, einer Wirtschaftlichkeit und der
Altfahrzeuggesetzgebung ............................................................................180
2.3.5
Zusammenfassung, Schlussfolgerungen und Ausblick ...............................183
2.4
Beton und Betonprodukte ............................................................ 189
2.4.1
Problemstellung und Zielsetzung.................................................................189
2.4.2
Herstellung von Beton und Betonprodukten ................................................190
2.4.3
Sekundärrohstoffnutzung und Energieeffizienz ...........................................194
2.4.3.1
Eigene Sekundärrohstoffe ...........................................................................198
2.4.3.2
Fremde Sekundärrohstoffe ..........................................................................203
2.4.4
Ausblick und F&E-Bedarf.............................................................................207
2.5
Mauer- und Dachziegel ................................................................. 216
2.5.1
Einleitung .....................................................................................................216
2.5.2
Herstellverfahren..........................................................................................219
2.5.2.1
Produktionsbeschreibung von Ziegeln.........................................................220
2.5.2.2
Produktionsentwicklung in der Ziegeleien Industrie ....................................224
2.5.2.3
Export-/Importströme ...................................................................................226
2.5.3
Abbruchmassen ...........................................................................................227
2.5.3.1
Ziegel Recyclingrouten in Deutschland .......................................................228
2.5.3.2
Recycling in Europa .....................................................................................231
2.5.3.3
Recyclingtechnologie ...................................................................................232
2.5.3.4
Produktion Buhl-Speicherziegel...................................................................233
2.5.4
Energiesparpotenzial ...................................................................................233
2.5.4.1
Stoffflüsse von Mauer- und Dachziegeln in der Bundesrepublik
im Jahre 2000 ..............................................................................................234
2.5.5
F&E-Bedarf ..................................................................................................235
2.6
Glas und Glasprodukte ................................................................. 238
2.6.1
Einleitung .....................................................................................................238
2.6.2
Charakterisierung des Sektors ....................................................................238
2.6.3
Herstellverfahren..........................................................................................240
IV
Inhaltsverzeichnis
2.6.3.1
Allgemeine Beschreibung ............................................................................240
2.6.3.2
Primärenergieverbrauch: Stand und Entwicklung........................................241
2.6.4
Recycling......................................................................................................245
2.6.4.1
Aufbau des Materialstocks...........................................................................245
2.6.4.2
Glasrecycling: Stand und künftige Energieeffizienzpotenziale ....................246
2.6.4.2.1
Allgemeine Ausführungen zum Glasrecycling .............................................246
2.6.4.2.2
Recycling von Behälterglas..........................................................................248
2.6.4.2.3
Recycling von Flachglas ..............................................................................250
2.6.4.2.4
Recycling in ausgewählten anderen Bereichen...........................................253
2.6.5
Materialsubstitution ......................................................................................255
2.6.5.1
Materialsubstitution bei Getränkeverpackungen..........................................255
2.6.5.1.1
Auswertung verschiedener Studien zur ökobilanziellen Bewertung ............255
2.6.5.1.2
Abschätzung des Energieeinsparpotenzials ................................................259
2.6.5.2
Materialsubstitution in ausgewählten anderen Anwendungsbereichen.......262
2.6.6
Konstruktive Maßnahmen ............................................................................263
2.6.6.1
Einleitung .....................................................................................................263
2.6.6.2
Geringerer spezifischer Materialbedarf bei Getränkeverpackungen ...........263
2.6.7
Zusammenfassung des Energieeinsparpotenzials und
Schlussfolgerungen......................................................................................264
2.6.8
F&E-Bedarf ..................................................................................................266
2.7
Polymere .........................................................................................270
2.7.1
Einleitung .....................................................................................................270
2.7.2
Herstellung ...................................................................................................270
2.7.3
Abfallmanagement .......................................................................................272
2.7.3.1
Recyclingverfahren ......................................................................................272
2.7.3.2
Energetische Bewertung der Verwertungsverfahren ...................................276
2.7.3.3
Mengenentwicklung der Abfälle ...................................................................279
2.7.4
2.7-5
F&E-Bedarf ..................................................................................................284
2.8
Bitumen...........................................................................................287
2.8.1
Einleitung .....................................................................................................287
2.8.2
Herstellung ...................................................................................................287
2.8.3
Abfallmanagement .......................................................................................289
2.8.3.1
Wiederverwendung von Ausbauasphalt ......................................................290
2.8.3.2
Werkstoffliches Recycling von Industriebitumen-Produkten........................291
2.8.3.3
Energetische Verwertung von Bitumen-Produkten......................................291
2.8.3.4
Mengenentwicklung der Abfälle ...................................................................292
2.8.4
Energieeinsparungen ...................................................................................292
Inhaltsverzeichnis
V
2.8.5
Schlussfolgerungen .....................................................................................293
2.9
Papier ............................................................................................. 296
2.9.1
Charakterisierung des Sektors ....................................................................296
2.9.2
Prozesse der Papierkette.............................................................................297
2.9.2.1
Herstellung von Primärfasern ......................................................................298
2.9.2.2
Herstellung von Sekundärfasern aus Altpapier ...........................................300
2.9.2.2.1
Altpapieraufkommen ....................................................................................300
2.9.2.2.2
Altpapieraufbereitung...................................................................................302
2.9.2.3
Herstellung von Papier.................................................................................303
2.9.2.4
Die Energieversorgung in der Papierindustrie .............................................304
2.9.3
Maßnahmen zur Steigerung der Materialeffizienz in der Papierkette .........305
2.9.3.1
Recycling......................................................................................................306
2.9.3.2
Materialsubstitution ......................................................................................309
2.9.3.3
Effizientere Materialnutzung ........................................................................312
2.9.4
2.9.4.1
Szenarienannahmen....................................................................................314
2.9.4.2
Ergebnisse ...................................................................................................317
2.9.5
Forschungs- und Entwicklungsbedarf..........................................................320
3
Primärenergetische Gesamtbewertung ............................................. 325
4
Überlegungen zu den Beschäftigungswirkungen einer
erhöhten Werkstoffeffizienz ................................................................ 328
4.1
Wirkungsmechanismen ................................................................ 328
4.1.1
Preis- und Kosteneffekte..............................................................................329
4.1.2
Innovationseffekte........................................................................................330
4.1.3
Nachfrageeffekte..........................................................................................332
4.1.4
Kombination von Wirkungsmechanismen beim Einsatz neuer
technischer Lösungen..................................................................................333
4.1.5
Relevanz der Wirkungsmechanismen für eine erhöhte
Werkstoffeffizienz.........................................................................................334
5
4.2
Hypothesen.................................................................................... 335
4.3
Auswertung bestehender Abschätzungen.................................. 343
Fazit und Ausblick ............................................................................... 348
VI
Inhaltsverzeichnis
Anhang A1:
Definition von Recyclingquoten ......................................... 356
Anhang A2:
Referenz-Szenario der Produktionsentwicklung............... 360
Anhang A3:
Koreferat zum Projekt.......................................................... 369
Anhang A4:
Teilnehmerliste des Expertensymposiums am
28. Mai 2003 im Schlosshotel Karlsruhe ............................ 373
Glossar
............................................................................................... 374
Abbildungsverzeichnis
VII
Abbildung 2.1-1:
Produktion und Verbrauch von Rohstahl und Roheisen in
Deutschland (ABL und NBL).......................................................... 19
Abbildung 2.1-2:
Entwicklung der Rohstahlproduktion nach Verfahren .................... 21
Abbildung 2.1-3:
Außenhandel Stahlerzeugnisse..................................................... 22
Abbildung 2.1-4:
Stahlverwendung in Deutschland nach Sektoren, 2000 ................ 23
Abbildung 2.1-5:
Schematischer Prozess der Stahlherstellung ................................ 24
Abbildung 2.1-6:
Querschnitt durch einen Hochofen ................................................ 28
Abbildung 2.1-7:
Schematische Darstellung Sauerstoffblasverfahren ...................... 31
Abbildung 2.1-8:
Überblick über moderne Gießwalzverfahren ................................. 37
Abbildung 2.1-9:
Schätzung zu Stahlverbrauch und Schrottanfall in
Deutschland bis 2030 .................................................................... 43
Abbildung 2.1-10: Entwicklung zum Anfall von Stahlaltschrott nach
Verbrauchssektoren....................................................................... 45
Abbildung 2.1-11: Entwicklung der Produktion und der Löschungen von
PKWs ............................................................................................. 46
Abbildung 2.1-12: Entwicklung von Werkstoffeinsatz und Leergewicht im
Neufahrzeug .................................................................................. 48
Abbildung 2.1-13: Schematische Darstellung Altautorecycling................................... 55
Abbildung 2.1-14: Materialspezifische Energieverbräuche bei der
Aufbereitung von Altautos.............................................................. 57
Abbildung 2.1-15: Spezifischer Primärenergiebedarf beim Altautorecycling .............. 59
Abbildung 2.1-16: Weißblech-Recycling in Deutschland, 1992 bis 2000.................... 61
Abbildung 2.1-17: Entwicklung der Zusammensetzung der Weißblechverwertung in Deutschland, 1992 bis 2000.................................... 61
Abbildung 2.1-18: Primärenergieverbrauch Alu und Weißblech beim
Verpackungsrecycling.................................................................... 64
Abbildung 2.1-19: Verhältnis Roheisen- zu Stahlerzeugung ...................................... 68
Abbildung 2.2-1:
Aluminiumproduktion und -verbrauch in Deutschland ................... 77
Abbildung 2.2-2:
Schematischer Materialfluss für die Aluminiumerzeugung,
2000............................................................................................... 79
VIII
Abbildung 2.2-3:
Entwicklung der Tonerdeproduktion und des Imports von
Bauxit .............................................................................................81
Abbildung 2.2-4:
Produktion von Aluminium Halbzeug und Formguss......................82
Abbildung 2.2-5:
Produktion, Verbrauch und Außenhandel von
Primäraluminium.............................................................................83
Abbildung 2.2-6:
Sekundäraluminium........................................................................84
Abbildung 2.2-7:
Aluminiumverwendung in Deutschland nach Sektoren mit
durchschnittlichen Produktlebensdauern, 1999..............................86
Abbildung 2.2-8:
Aluminiumverwendung in Deutschland nach Guss- und
Knetlegierungen, 1998 ...................................................................88
Abbildung 2.2-9:
Der Aluminium-Kreislauf.................................................................89
Abbildung 2.2-10: Flussdiagramm zur Herstellung von Primäraluminium ...................90
Abbildung 2.2-11: Spezifischer Endenergiebedarf zur Herstellung von
Aluminium.....................................................................................105
Abbildung 2.2-12: Spezifischer Primärenergiebedarf zur Herstellung von
Aluminium.....................................................................................107
Abbildung 2.2-13: Vorstoffe der Sekundäraluminiumindustrie in Deutschland
1997 und 2000..............................................................................114
Abbildung 2.2-14: Schätzung zu Aluminiumverbrauch und Schrottanfall in
Deutschland bis 2030 ...................................................................117
Abbildung 2.2-15: Entwicklung zum Anfall von Alu-Altschrott nach
Verbrauchssektoren .....................................................................118
Abbildung 2.2-16: Schrottanfall und Verbrauch von Gusslegierungen in
Deutschland biss 2030 .................................................................119
Abbildung 2.2-17: Entwicklung des Anteils von anfallendem Alu-Schrott am
theoretischen Aufkommen............................................................120
Abbildung 2.2-18: Aufbereitungsquoten von Aluminium im Altauto nach
Teilprozessen ...............................................................................122
Abbildung 2.2-19: Aufbereitungsquoten von Aluminium im Altauto aggregiert..........123
Abbildung 2.2-20: Aufbereitungsquoten und Schmelzausbeuten bei
Aluminiumverpackungen ..............................................................128
Abbildung 2.2-21: Recyclingquoten Aluverpackungen, konventionelle
Sortieranlage ................................................................................129
IX
Abbildung 2.2-22: Szenario Recyclingquote Aluminiumverpackung......................... 130
Abbildung 2.2-23: Energiebedarf für Sortierung und Aufbereitung von AluVerpackungen.............................................................................. 132
Abbildung 2.2-24: Primärenergieverbrauch Alu-Verpackungsrecycling.................... 133
Abbildung 2.3-1:
Bilanzgrenzen und Abbildungsbereiche des Modells .................. 157
Abbildung 2.3-2:
Vereinfachter Modellausschnitt zur beispielhaften
Darstellung der Systemvariablen ................................................. 158
Abbildung 2.3-3:
Auswirkungen der Materialszenarien auf die
Leergewichtsentwicklung beim Neufahrzeug............................... 163
Abbildung 2.3-4:
Stoffströme von Altfahrzeugen .................................................... 165
Abbildung 2.3-5:
Primärenergievergleich der beiden Leichtbauvarianten mit
dem Frozen-Szenario .................................................................. 170
Abbildung 2.3-6:
Entwicklung des durchschnittlichen Kraftstoffverbrauches .......... 171
Abbildung 2.3-7:
Aufteilung des Primärenergieverbrauchs beim FrozenSzenario....................................................................................... 171
Abbildung 2.3-8:
Gegenüberstellung der Sekundärmenge an Aluminium aus
dem PKW-Recycling zur Sekundäraluminiumnachfrage
bei der PKW-Produktion .............................................................. 173
Abbildung 2.3-9:
Primärenergievergleich der Szenarien bei variierenden
Kraftstoffeinsparungen durch Leichtbau ...................................... 175
Abbildung 2.3-10: Primärenergievergleich bei höherer jährlicher Fahrleistung ....... 176
Abbildung 2.3-11: Vergleich von verschiedenen Leichtbaustrategien ...................... 177
Abbildung 2.3-12: Vergleich von alternativen Substitutionsverhältnissen von
Stahl durch Aluminium ................................................................. 178
Abbildung 2.3-13: Primärenergievergleich bei Abgrenzung des Bilanzraums
auf Deutschland........................................................................... 179
Abbildung 2.3-14: Ergebnisse der Leichtbauvarianten bei Ausdehnung des
Betrachtungszeitraumes .............................................................. 180
Abbildung 2.4-1:
Zeitliche Entwicklung der Produktion von Rohstoffen und
Baustoffen.................................................................................... 193
Abbildung 2.4-2:
Modellrechnung zur zeitlichen Entwicklung der
Betonabbruchmengen, ohne Straßenaufbruch,
Kurvenverlauf geglättet)............................................................... 196
X
Abbildung 2.4-3:
Zeitliche Entwicklung der Straßenlänge des überörtlichen
Verkehrs .......................................................................................198
Abbildung 2.4-4:
Aufkommen und Verwertung von Flugasche aus
Steinkohlekraftwerken in Deutschland .........................................204
Abbildung 2.4-5:
Stoffflüsse in der Betonindustrie...................................................208
Abbildung 2.5-1:
Ziegelerzeugnisse im Jahr 2000...................................................216
Abbildung 2.5-2:
Anzahl der Betriebe von 1987-2000 .............................................218
Abbildung 2.5-3:
Anzahl der Beschäftigten von 1987-2000.....................................218
Abbildung 2.5-4:
Umsatz von 1987-2000 ................................................................219
Abbildung 2.5-5:
Herstellungsprozess der Ziegelerzeugnisse
(Nassverfahren)............................................................................220
Abbildung 2.5-6:
Energiemix in der Ziegelindustrie von 1987-1998 ........................223
Abbildung 2.5-7:
Mauerziegelproduktion von 1970-2000 ........................................225
Abbildung 2.5-8:
Dachziegel Produktion von 1970-2000.........................................226
Abbildung 2.5-9:
Anfall von Ziegelabbruch und Modellrechnung zur
zeitlichen Entwicklung von Abbruchmengen ................................228
Abbildung 2.5-10: Darstellung der Entsorgungswege nach dem Grundsatz
"Vermeiden, Verwerten, Deponieren"...........................................230
Abbildung 2.5-11: Einfluss der verwendeten Brecherart auf die
Durchgangskennlinie der Brechprodukte .....................................232
Abbildung 2.5-12: "Stoffflüsse" in der Ziegelindustrie................................................235
Abbildung 2.6-1:
Aufteilung der Glasproduktion auf die Subsektoren im
Jahre 2000....................................................................................238
Abbildung 2.6-2:
Primärenergieverbrauch in PJ in den Glassektoren im
Jahre 2000 (Summe 104 PJ).......................................................244
Abbildung 2.6-3:
Entwicklung des Primärenergieverbrauches im Glassektor
(Produktion und Verarbeitung) .....................................................244
Abbildung 2.6-4:
Materialstock des Flachglasanfalls bei gelöschten PKW in
der Bundesrepublik Deutschland (Berechnungsmethodik
siehe Kapitel 2.3)..........................................................................245
Abbildung 2.7-1
Einsatzgebiete von Kunststoffen 2001 .........................................270
Abbildung 2.7-2:
Produktion einzelner Massenkunststoffe in Deutschland .............271
XI
Abbildung 2.7-3
Kunststoff-Gesamtproduktion und Verbrauch in
Deutschland 2001........................................................................ 272
Abbildung 2.7-4:
Möglichkeiten der Verwertung von Altkunststoffen ...................... 274
Abbildung 2.7-5:
Einsparung des kumulierten Energieaufwandes (KEA) und
der kumulierten CO2-Emissionen (KCO2) durch Recycling
und energetische Nutzung bei post-consumerKunststoffabfällen (Referenzfall: durchschnittliche MVA) ............ 278
Abbildung 2.7-6:
Modellergebnisse zum Aufkommen von Kunststoffabfällen
nach Endproduktgruppen in Deutschland, Variante "Trend" ....... 282
Abbildung 2.7-7:
Verbrauch von Kunststofferzeugnissen und modelliertes
Abfallaufkommen pro Jahr in Deutschland bis zum Jahr
2050, für die drei Varianten "Wachstum", "Trend" und
"Stagnation" ................................................................................. 282
Abbildung 2.8-1
Inlandabsatz von Bitumen von 1970 bis 2001 ............................. 288
Abbildung 2.8-2:
Bitumenverbrauch in Deutschland ............................................... 289
Abbildung 2.9-1:
Entwicklung von Papierverbrauch und Papierproduktion in
Deutschland zwischen 1970 und 2000 ........................................ 296
Abbildung 2.9-2:
Aufteilung der Papierproduktion im Jahr 2000 nach Sorten ........ 297
Abbildung 2.9-3:
Die Energieversorgung der Papierindustrie im Jahr 2000 ........... 305
Abbildung 2.9-4:
Entwicklung der Altpapiereinsatzquote in Deutschland
zwischen 1970 und 2000 ............................................................. 306
Abbildung 2.9-5:
Primärenergiebedarf in den betrachteten Szenarien (inkl.
Energiebedarf zur Herstellung der importierten Faserstoffe)....... 319
Abbildung 4.1-1:
Überblick über die Wirkungsmechanismen von
Umweltschutzstrategien auf die Volkswirtschaft .......................... 329
Abbildung 4.2-1:
Produktionsmultiplikatoren von unterschiedlichen
Wertschöpfungsketten ................................................................. 339
Abbildung 4.2-2:
Importanteile von unterschiedlichen Wertschöpfungsketten........ 340
Abbildung 4.2-3:
Arbeitsintensitäten von unterschiedlichen
Wertschöpfungsketten ................................................................. 341
Abbildung 5-1:
Schema des historischen Verlaufs von energierelevanten
Massenwerkstoffen...................................................................... 351
XII
Tabellenverzeichnis
Tabellenverzeichnis
Tabelle 0-1:
Übersicht über den vermiedenen Primärenergieverbrauch
für die einzelnen Werkstoffe heute und im Jahr 2030 ....................12
Tabelle 2.1-1:
Weißblechverwendung in Deutschland, 2000 ................................23
Tabelle 2.1-2:
Stoff- und Energiebilanz der Kokerei..............................................26
Tabelle 2.1-3:
Stahlschrottverwendung und Stahlschrottanfall nach
Sorten in Deutschland, 2000 ..........................................................41
Tabelle 2.1-4:
Durchschnittliche Lebensdauer von Stahlprodukten ......................45
Tabelle 2.1-5:
Kostenanalyse Demontagebetriebe ...............................................52
Tabelle 2.1-6:
Kostenanalyse Shredder und Schwimm-Sink-Anlage ....................54
Tabelle 2.1-7:
Transportwege beim Altautorecycling ............................................58
Tabelle 2.1-8:
Expertenschätzungen zum Elektrostahlanteil in
Deutschland im Jahr 2020 mit Extrapolation bis 2030 ...................66
Tabelle 2.1-9:
Primärenergieeinsparungen durch erhöhten
Elektrostahlanteil ............................................................................67
Tabelle 2.2-1:
Aluminiumeinsatz im Verpackungsbereich, 2000...........................86
Tabelle 2.2-2:
Primärenergieverbrauch der Aluminiumerzeugung in
Deutschland, 1995 und 2000........................................................108
Tabelle 2.2-3:
Produktspezifische Recyclingquoten von Aluminium ...................111
Tabelle 2.2-4:
Erfassungs- (EQ), Aufbereitungsquoten (AQ) und
Lebensdauer von Aluprodukten....................................................116
Tabelle 2.2-5:
Transportwege beim Aluminium-Verpackungsrecycling...............131
Tabelle 2.2-6:
Produktspezifischer Energieverbrauch bei der Sortierung ...........131
Tabelle 2.2-7:
Produktionsentwicklung von Primär- und
Sekundäraluminium......................................................................136
Tabelle 2.2-8:
Annahmen zu Erfassungs- und Aufbereitungsquoten im
Referenzszenario .........................................................................138
Tabelle 2.2-9:
Minderungsszenario .....................................................................138
Tabelle 2.2-10:
Übersicht Primärenergieeinsparung durch Recycling und
Verbesserung der Materialeffizienz ..............................................139
Tabelle 2.3-1:
Übersicht über Gewichtsreduktionspotenziale bei PKW ..............149
Tabellenverzeichnis
XIII
Tabelle 2.3-2:
Anteil des Recyclingmaterials bei der Produktion von
Guss- und Knetlegierung [ %] (eigene Abschätzungen) .............. 162
Tabelle 2.3-3:
Rahmenbedingungen Altautorecycling in Deutschland bis
2030............................................................................................. 166
Tabelle 2.3-4:
Spezifischer Primärenergieverbrauch der Produktion von
Stahl, Aluminium und Kunststoff im Jahre 2000 .......................... 167
Tabelle 2.3-5:
Primärenergiebedarf der Anlagen zum Altautorecycling für
das Jahr 2000 .............................................................................. 169
Tabelle 2.3-6:
Aufbereitungs- und Schmelzquoten von Stahl und Alu beim
Altautorecycling ........................................................................... 169
Tabelle 2.4-1:
Mischungszusammensetzung eines Transportbetons der
Festigkeitsklasse B 25 (Nennfestigkeit nach 28 Tagen 25
N/mm2)......................................................................................... 191
Tabelle 2.4-2:
Produkte des Betonmarkts 1997 ................................................. 192
Tabelle 2.4-3:
Aufkommen und Verbleib von Bauabfällen 1998 in Mio t ............ 195
Tabelle 2.4-4:
Angenommene Verteilung der Standzeiten von Gebäuden......... 196
Tabelle 2.4-5:
Rezeptur des Betons B 25 für Außenbauteile mit
Recyclingzuschlag im Hundertwasserhaus Waldspirale von
Darmstadt .................................................................................... 200
Tabelle 2.4-6
Maximal zulässige Anteile des rezyklierten Zuschlags am
Gesamtzuschlag in % .................................................................. 201
Tabelle 2.4-7
Basisdaten der Energiebilanz ...................................................... 202
Tabelle 2.4-8:
Verwertung von Steinkohlenflugasche 2001 nach
Anwendungen.............................................................................. 205
Tabelle 2.4-9:
Zugabeempfehlung des BVK für Beton nach DIN 1045 .............. 205
Tabelle 2.4-10:
Inlandsabsatz nach Zementsorten im Jahre 2001....................... 206
Tabelle 2.4-11:
Produktion an Gesteinsbaustoffen 1998...................................... 209
Tabelle 2.4-12:
Primärenergieeinsparung (PEE) durch die Nutzung von
Sekundärrohstoffen in der Betonindustrie ................................... 209
Tabelle 2.5-1:
Ziegelerzeugnisse........................................................................ 217
Tabelle 2.5-2:
Betriebsdaten von Tunnelofenanlagen ........................................ 221
Tabelle 2.5-3:
Betriebsdaten von Schnellöfen .................................................... 222
XIV
Tabellenverzeichnis
Tabelle 2.5-4:
Gegenüberstellung des spezifischen Energieverbrauchs
der Ziegelproduktion.....................................................................222
Tabelle 2.5-5:
Anforderungen an den Wärmedurchgangskoeffizienten für
die Bauteilschichten Außenwände, Decken und Dächer..............224
Tabelle 2.5-6:
Einfuhr und Ausfuhr von Ziegeln im Jahr 2000 ............................227
Tabelle 2.5-7:
Ziegelschuttmengen 1998 in [t] ....................................................227
Tabelle 2.5-8:
Vergleich mit anderen Baustoffen ................................................233
Tabelle 2.5-9:
Primärenergieeinsparung (PEE) durch Produktion von Buhl
Speicherziegel ..............................................................................234
Tabelle 2.6-1:
Produktionsentwicklung in t für verschiedene Sektoren der
Glasindustrie ................................................................................239
Tabelle 2.6-2:
Gegenüberstellung des spezifischen Energieverbrauches
in GJ/t für die verschiedenen Sektoren der Produktion und
Verarbeitung von Glas..................................................................242
Tabelle 2.6-3:
Ausgewählter spezifischer Energieverbrauch und
berechneter spezifischer Primärenergieverbrauch für die
verschiedenen Sektoren der Produktion und Verarbeitung
von Glas .......................................................................................243
Tabelle 2.6-4:
Geschätzter Gesamtmarkt zu recycelnder
Flachglasmengen in Deutschland im Jahre 1998 in t...................252
Tabelle 2.6-5:
Vergleich des Primärenergiebedarfs und der
Rohöläquivalente für Milchverpackungen.....................................256
Tabelle 2.6-6:
Vergleich des Primärenergiebedarfs und der
Rohöläquivalente für Bierverpackungen.......................................256
Tabelle 2.6-7:
Vergleich des Primärenergiebedarfs für
Getränkeverpackungen nach BASF .............................................257
Tabelle 2.6-8:
Vergleich des Primärenergiebedarfs für
Getränkeverpackungen nach DEPA ............................................258
Tabelle 2.6-9:
Berechnung des Primärenergieverbrauchs im
Getränkeverpackungs-bereich und der theoretischen
Einsparpotenziale .........................................................................261
Tabelle2.6-10:
Primärenergieverbrauch zur Herstellung ausgewählter
Dämmstoffe ..................................................................................262
Tabelle 2.7-1:
Verweilzeit der Kunststoffprodukte im Markt ................................273
Tabellenverzeichnis
XV
Tabelle 2.7-2:
Stand der Bewirtschaftung von Kunststoffabfällen in
Deutschland im Jahr 1995, Werte ohne Abfälle aus
Chemiefasern .............................................................................. 275
Tabelle 2.7-3:
Rohstoffliche Verfahren des Kunststoffrecyclings in
Deutschland in den Jahren 1995 und 1998 ................................. 276
Tabelle 2.7-4:
Ergebnisse der Modellrechnung zum Szenario "geringe
Recyclingraten, ineffiziente Verbrennung"................................... 283
Tabelle 2.7-5:
Ergebnisse der Modellrechnung zum Szenario "hohe
Recyclingraten, effiziente Verbrennung"...................................... 284
Tabelle 2.8-1:
Recycling von 1 t Altasphalt im Heißmischgut ............................. 293
Tabelle 2.9-1:
Spezifischer Strom- und Dampfbedarf zur Herstellung von
Holzstoff....................................................................................... 299
Tabelle 2.9-2:
Primärfaserstoffen in der deutschen Papierindustrie 2000 .......... 300
Tabelle 2.9-3:
Aufkommen und Entsorgung von Altpapier im Jahr 2000 in
Deutschland................................................................................. 302
Tabelle 2.9-4:
Mittlerer Strom- und Dampfbedarf für die
Altpapieraufbereitung................................................................... 303
Tabelle 2.9-5:
Zusammensetzung der Einsatzstoffe zur Papierproduktion
1995............................................................................................. 303
Tabelle 2.9-6:
Altpapiereinsatzquoten im Jahr 2000 nach Papiersorten ............ 307
Tabelle 2.9-7:
Veränderung von Papierverbrauch und –produktion im
Szenario "Hohe Materialeffizienz" gegenüber dem
Referenzszenario im Jahr 2030................................................... 317
Tabelle 2.9-8:
Szenarienannahmen zur Abschätzung des
Energieeinsparpotenzials ............................................................ 317
Tabelle 2.9-9:
Ergebnisse der Szenariorechnungen zum
Energieeinsparpotenzial in PJ von Maßnahmen zur
Verbesserung der Materialeffizienz in der Papierkette ................ 319
Tabelle 3-1:
Übersicht über den vermiedenen Primärenergieverbrauch
für die einzelnen Werkstoffe heute und im Jahr 2030 ................. 326
Tabelle A2-1:
Demografische und makroökonomische
Rahmenbedingungen des Referenz- und des
Nachhaltigkeitsszenarios für Deutschland, 2000 bis 2030 ......... 361
XVI
Tabellenverzeichnis
Tabelle A2-2:
Entwicklung der durchschnittlichen
Materialzusammensetzung bei neuen PKW im ReferenzSzenario, 2000 bis 2030...............................................................362
Tabelle A2-3:
Entwicklung des Materialbedarfs im Hoch- und Tiefbau im
Referenz-Szenario, 2000 bis 2030 ...............................................363
Tabelle A2-4:
Entwicklung des Verbrauchs von Verpackungsmaterial im
Referenz- Szenario nach novell. VerpackungsV, 2000 bis
2030 .............................................................................................364
Tabelle A2-5:
Annahmen zur Produktionsentwicklung energieintensiver
Grundstoffe in Deutschland im Referenz-Szenario, 2000
bis 2030........................................................................................366
Zusammenfassung
0
1
Zusammenfassung
Nachhaltige Entwicklung bedeutet unter anderem die Notwendigkeit, die CO2Emissionen in allen Energieverbrauchssektoren langfristig erheblich zu reduzieren. Im
Systemaspekt, also in den optimiert abgestimmten Systemen der Energiewandlung
und –nutzung einschließlich der gewünschten Dienstleistungen und Produkte, werden
heute die größten Energieeinsparpotenziale vermutet. Die weitere Schließung von
Stoffströmen energieintensiver Produkte und Werkstoffe rückt neuerdings in das
Blickfeld der Untersuchungen zur rationellen Energieanwendung.
Aus der Vielfalt von systemar zu betrachtenden Optionen der Energieeffizienz wurden
mit Förderung durch das Bundesministerium für Wirtschaft und Arbeit im Rahmen der
vorliegenden Studie die Technologiefelder der "Werkstoffeffizienz"1 untersucht.
Darunter wurden folgende Optionen verstanden:
• Recycling und Sekundärrohstoffnutzung,
• Werkstoffsubstitution und
• effiziente Werkstoffnutzung, z. B durch werkstofftechnische bzw. konstruktive Maß-
nahmen.
Ziel dieser Studie war, die energiewirtschaftliche Bedeutung dieser strategischen
Werkstoffeffizienz-Optionen für die nächsten Jahrzehnte zu quantifizieren. Für die
wesentlichen energieintensiven Grundstoffindustrien in Deutschland wurden daher die
Potenziale der Werkstoffeffizienz durch neue und verbesserte Technologien herausgearbeitet, wobei die Abschätzungen in eine primärenergetische Bewertung mündeten.
Um das Ergebnis vorweg zu nehmen: Die Bedeutung der Materialeffizienz und des
Recyclings energieintensiver Materialien hat sich als hoch für den Energiebedarf in
Deutschland in den vergangenen zwei bis drei Jahrzehnten und damit für die Entwicklung der energiebedingten CO2-Emissionen erwiesen. Da auch unter den konservativen Annahmen eines Referenzfalles für die kommenden drei Jahrzehnte ein vermiedener Anstieg des Primärenergiebedarfs durch Werkstoffeffizienz in der gleichen Größenordnung zu erwarten ist und die bestehenden Potenziale bei einem Vielfachen dieses Wertes liegen, sollte dieses Feld auch bewusster Gegenstand der Klimapolitik
werden.
Zu betonen ist allerdings, dass energetische Betrachtungen alleine nicht hinreichend
für die Beurteilung der Nachhaltigkeit der untersuchten Konzepte sein können.
1
Unter "Werkstoffeffizienz" wird hier die Energieeffizienz der Herstellung und Nutzung von
Werkstoffen verstanden.
2
Zusammenfassung
Die Untersuchungen gliederten sich nach Material- bzw. Werkstoffarten, wobei diese
wegen vielfältiger Wechselwirkungen nicht völlig unabhängig voneinander betrachtet
werden konnten. Im Einzelnen waren dies
• die metallischen Werkstoffe Stahl und Aluminium; in diesen Untersuchungsbereich
fiel schwerpunktmäßig auch die Analyse der Leichtbauoptionen im Automobilsektor,
• die mineralischen Werkstoffe Beton/Betonprodukte, Ziegel und Glas sowie
• als organische Werkstoffe die Polymere und Bitumen sowie Papier.
Maßnahmen zur Reduktion der Umweltbelastung lösen auch Anpassungsreaktionen
bei den betroffenen volkswirtschaftlichen Akteuren aus. Vielfältige gesamtwirtschaftliche Effekte sind zu erwarten, darunter Beschäftigungseffekte. Derartige Effekte dürfen bei der Bewertung unter Nachhaltigkeitsaspekten nicht außer Acht gelassen werden und waren daher Gegenstand eines eigenen Untersuchungsschwerpunktes.
Die Ergebnisse im Einzelnen:
Im Bereich der Stahlerzeugung sind erhebliche Primärenergieeinsparungen durch die
Substitution von Oxygen- durch Elektrostahl möglich. Der spezifische Primärenergiebedarf der Elektrostahlerzeugung liegt bei nur gut einem Viertel desjenigen der Oxygenstahlerzeugung (Roheisenlinie). Die Substitutionspotenziale sind aber beschränkt,
denn der E-Stahlanteil wird u. a. bestimmt durch Schrottverfügbarkeit (Preis und Qualität, weniger durch absolute Schrottmenge) und die Struktur der Produktnachfrage.
Oxygenstahl und E-Stahl sind in gewisser Hinsicht als unterschiedliche Produkte zu
betrachten: "Flachprodukte" sind bislang vorwiegend dem Oxygenstahl vorbehalten,
durch technische Entwicklungen (werkstoffseitig und bei den Gieß/Walzverfahren) wird
diese Trennung künftig aber weniger strikt sein müssen. Dennoch ist keine vollständige
Substituierbarkeit gegeben. Durch die Zunahme des Elektrostahlanteils seit 1983 (ab
diesem Zeitpunkt waren nur noch die beiden heute in Deutschland üblichen Verfahren
im Einsatz) wurden erhebliche Primärenergieeinsparungen in Höhe von 65 PJ/a erzielt.
Bei vorsichtiger Schätzung des künftigen Elektrostahlanteils, der demnach von heute
knapp 30 % auf dann rund 33 % ansteigen würde, dürften bis 2030 weitere 24 PJ/a
vermieden werden können. Bei massivem Ausbau der Elektrostahlkapazitäten (Elektrostahlanteil 45 %) gar 92 PJ/a.
Die Erhöhung des Schrotteinsatzes oder der Recyclingrate bei der Stahlerzeugung
wird weltweit verfolgt. F&E-Aktivitäten zur Beherrschung der Begleitelement-Problematik (v. a. Kupfer) dienen auch diesem Ziel. Das International Iron and Steel Institute
(IISI) hat unter Federführung des VDEh einen Arbeitskreis installiert, der die aktuelle
Zusammenfassung
3
Schrottsituation weltweit erfassen und Methoden zur Erhöhung der Rückgewinnungsrate für Altschrott entwickeln soll.
Betont werden muss, dass das Recycling von Stahl nur eine von vielen Möglichkeiten
darstellt, den Energiebedarf der Branche und die resultierenden CO2-Emissionen zu
senken. Gegenstand vielfältiger F&E-Astrengungen der Branche sind daher auch
(nach wie vor) Maßnahmen zur Senkung des Verbrauchs von Koks als Reduktionsmittel, sei es durch Kohle oder durch alternative Reduktionsmittel. Neben einer Vielzahl
von Prozessinnovationen sind im Kontext der vorliegenden Studie weitere "Materialeffizienzmaßnahmen", wie die Nutzung aufbereiteter Hochofenschlacke als Rohstoffsubstitut zur Zementerzeugung (siehe unten) zu nennen. Zu erwähnen ist ferner die bereits in der Vergangenheit sehr weitgehend erfolgte Einführung der Stranggießtechnik,
die zu erheblichen Einsparungen von Rohstahl in der Erzeugungskette bis zum Fertigprodukt geführt hat.
Schließlich sind die sich eröffnenden Energieeinsparmöglichkeiten im Bereich der
Nutzung der Produkte der Stahlindustrie zu nennen. Hervorzuheben ist der Leichtbau
im Automobilsektor, der durch neu entwickelte Werkstoffe ermöglicht wurde und Gegenstand vielfältiger Entwicklungsaktivitäten der Branche ist. Für den Verkehrsbereich
besteht durch Leichtbau ein erhebliches Einsparpotenzial während der Lebenszeit der
Fahrzeuge von mehr als 100 PJ/a (siehe unten). Neue Stähle ermöglichen ferner die
Steigerung des Umwandlungswirkungsgrades thermischer Kraftwerke durch die Beherrschung gesteigerter Frischdampfdrücke sowie höherer Frischdampf- und Zwischenüberhitzertemperaturen.
Bei der Aluminiumerzeugung sind erhebliche Primärenergieeinsparungen durch die
Erhöhung der Erfassungs- und Aufbereitungsquoten der Schrotte möglich, insbesondere im Fahrzeugbereich, wo seit Anfang der neunziger Jahre 60 % der Altfahrzeuge
exportiert werden. Der spezifische Primärenergiebedarf der Sekundäraluminiumerzeugung liegt bei nur knapp 12 % desjenigen der Primärerzeugung (Mix westliche Welt)
oder bei 8.5 %, wenn der deutsche Strom-Mix zugrunde gelegt wird. Die Substitutionspotenziale sind aber beschränkt, denn wie beim Stahl wird der Sekundäranteil u. a.
durch Schrottverfügbarkeit (Preis und Qualität, weniger durch absolute Schrottmenge)
und die Struktur der Produktnachfrage bestimmt. Auch Primär- und Sekundäraluminium sind in gewisser Hinsicht als unterschiedliche Produkte zu betrachten: Knetlegierungen sind bislang vorwiegend dem Primäraluminium vorbehalten, während Formguß
überwiegend die Domäne des rezyklierten Materials war. Die Grenzen beginnen aber
zunehmend zu verschwimmen. Dennoch wird auch beim Aluminium in absehbarer Zeit
keine vollständige Substituierbarkeit erreichbar sein.
4
Zusammenfassung
Durch die Zunahme der Erfassungs- und Aufbereitungsquoten in den verschiedenen
Anwendungsbereichen (u. a. Verkehr, Maschinenbau, Elektrogeräte, Bau, Verpackungsmaterial) wurden seit 1974 Primärenergieeinsparungen in Höhe von 9 PJ/a erzielt (unter der Annahme, dass das rezyklierte Material Primäraluminiumimporte ersetzt). In der Referenzentwicklung dürften durch weitere Steigerung der Erfassungsund Aufbereitungsquoten sowie durch Verbesserung der effizienten Werkstoffnutzung
(insbesondere in den Bereichen Maschinenbau, Elektrogeräte, Verpackungen und
Haushalte/Büro) weitere Einsparungen in Höhe von 10 PJ möglich sein. In einem
Minderungs-Szenario, in dem insbesondere die Erfassungsquote bei PKWs erhöht
wird, könnten im Verbund mit weiteren Verbesserungen durch effiziente Werkstoffnutzung bis zu 67 PJ eingespart werden (im Aluminium-Trendszenario; entsprechend
mehr, wenn Aluminium massiver im Automobilbau eingesetzt wird). Hier gilt es aber
zwischen zwei Optionen abzuwägen: Altfahrzeuge einer möglichen weiteren Nutzung
im Ausland mit möglicherweise schlechter geregelter Erfassung von Schrottfahrzeugen
zuzuführen oder eine gesteigerte Verwertung im eigenen Land anzustreben.
Weltweite Anstrengungen, den Energieverbrauch der Primäraluminiumerzeugung
durch stabile Anoden zu senken, waren bisher nicht erfolgreich. Nach Expertenmeinung könnte dies auch bis zum Zeithorizont 2030 so bleiben. Zu bedenken ist, dass
Primäraluminium energetisch nur mehr einen Faktor 2 vom theoretischen Minimum
entfernt ist, und es daher um so schwieriger wird, auf dieser Seite Verbesserungen zu
erzielen. Desto mehr Gewicht kommt daher der Verbesserung der Recyclingfähigkeit
zu, was (weiterhin) Gegenstand intensiver F&E sein sollte. Auf der Suche nach leichteren Werkstoffen mit spezifisch hohen Steifigkeiten stellen metallische Schäume eine
interessante Möglichkeit dar. Dies ist derzeit ebenfalls Gegenstand intensiver F&E-Aktivitäten.
Der Automobilbau stellt den wichtigsten Stahlverwendungssektor in Deutschland dar.
Hierfür wurden neben dem Stahlrecycling auch die Option Leichtbau mit Stahl sowie
alternativ die Leichtbauoption mit Einsatz von Aluminium untersucht.
Wenn alle stillgelegten Fahrzeuge einem Recycling zugeführt würden, so hätte im
Jahre 2000 die Primärenergieeinsparung durch ein Recycling von Stahl und Aluminium
aus Altkarossen bei ca. 47 PJ gelegen. Die Stoffströme von Alt-PKW sind allerdings
nur teilweise bekannt. Aufgrund der doch nur vergleichsweise geringfügig steigerbaren
Aufbereitungsquoten für Stahl und Aluminium ist das Potenzial für künftige Energieeinsparungen durch weiterentwickelte Recyclingverfahren bzw. geänderte Recyclingrouten eher beschränkt. Eine wesentliche Option zur Steigerung der Recyclingraten ist die
Volldemontage aller PKW.
Zusammenfassung
5
Durch konsequente Leichtbaustrategien und die Stahlsubstitution durch Leichtmetalle
oder Polymerwerkstoffe lässt sich das Leergewicht eines heutigen PKW um ca. 40 %
reduzieren. Hierdurch kann der Kraftstoffverbrauch während der Nutzungsphase zwischen 17 und 34 % reduziert werden. Die Verwertungsquoten der EU-Altfahrzeugrichtlinie können jedoch die künftige Umsetzung von Leichtbaustrategien einschränken, da
bei Stahl- oder Aluminium-Leichtbaustrategien der prozentuale Gewichtsanteil der
Stoffe, die bisher über die Shredderleichtfraktion entsorgt werden, deutlich steigt und
weil dies zu höheren wirtschaftlichen Aufwendungen und neuen Recyclinganforderungen im Vergleich zu einer konventionellen PKW-Bauweise führt.
Bei einer ganzheitlichen energetischen Bilanzierung ist zu beachten, dass bei Leichtmetallen wie Aluminium oder Magnesium und Polymerwerkstoffen wie Kohlefasern und
Epoxidharz die energetischen Aufwendungen zur Materialherstellung zum Teil deutlich
über denen für Stahl liegen. Unter dem Kriterium des Primärenergieverbrauchs über
den Produktlebenszyklus lassen sich damit folgende Schlussfolgerungen für verschiedene Leichtbaustrategien im PKW-Bereich ziehen:
• Ein kompletter Leichtbau auf Basis von Aluminium führt in den ersten 15 bis 20
Jahren zu einem nicht unerheblichen Anstieg des jährlichen Primärenergiebedarfs in
der Bundesrepublik Deutschland. Erst danach sinkt der Primärenergiebedarf, dann
allerdings deutlich und schnell ab. Diese Aussagen gelten für den "DurchschnittsPKW". Sensitivitätsüberlegungen hinsichtlich deutlich höherer jährlicher Fahrleistungen und schwererer PKW zeigen, dass dann ein Aluminiumleichtbau deutlich besser
abschneidet. Bei der Bewertung von Aluminiumleichtbauweisen ist weiterhin zu berücksichtigen, dass der prognostizierte Trend zu kleineren, leichteren PKW und zu
geringeren jährlichen Fahrleistungen aufgrund der demographischen Entwicklung
führt, was eine "energetischen Amortisation" der höheren Energieaufwendungen bei
der Produktion tendenziell erschwert.
• Wenn ein Stahlleichtbau eine Gewichtsreduzierung in der selben Größenordnung
wie ein Aluminiumleichtbau aufweist, ist er unter primärenergetischen Gesichtspunkten deutlich vorzuziehen. Gegenüber der heutigen konventionellen Bauweise
lässt sich damit der gesamte Primärenergiebedarf der Herstellungs- und Nutzungsphase von PKWs im Jahre 2030 um rund 124 PJ/a - entsprechend rund 10 % des
Wertes für den Referenzfall - verringern.
Im Untersuchungsbereich Beton und Betonprodukte wurde der Beitrag der Sekundärrohstoffnutzung, also im wesentlichen des Recyclings von Abbruchmaterial sowie
der Nutzung von Produktionsabfällen aus anderen Branchen, abgeschätzt. Energetisch
hat das Recycling für Baustoffe nicht die Bedeutung, die es bspw. für die metallischen
Werkstoffe hat. Das Recycling von Baustoffen kann sogar einen höheren Energieaufwand verursachen als bei Nutzung primärer Rohstoffe aus der Natur; die Komplexität
des Stoffgemisches Bauschutt begrenzt hochwertige Verwertungsmöglichkeiten.
6
Zusammenfassung
Von dem in der Bauwirtschaft anfallenden Bauschutt, darunter 40 % Betonbruch, werden heute gut 70 % als Gesteinsbaustoffe verwertet. Bei der Verwertung von Betonbruch verbleibt durch den als Koppelprodukt anfallenden Armierungsstahl eine kleine
Energiegutschrift. Energiewirtschaftlich ist die Verwertung von Flugasche aus Steinkohlenkraftwerken und von Hüttensand aus Hochöfen als Ersatz für Portlandzement
besonders interessant und führt zu deutlichen Energieeinsparungen. Durch das Recycling von Flugasche, Hüttensand und Betonbruch sind seit 1970 rund 11 PJ/a an Primärenergie eingespart worden. Ohne Nutzung dieser Sekundärrohstoffe würde die
Zement- und Betonindustrie zusammen genommen um 17 % mehr Primärenergie
benötigen. Damit ist aus heutiger Sicht eine Sättigungsgrenze erreicht. Der Anfall von
Flugasche wird künftig nur noch moderat zunehmen. Die Erzeugung von Hüttensand
ist an die Oxygenstahlproduktion gekoppelt, die in den kommenden Jahrzehnten eher
rückläufig sein dürfte. Vor diesem Hintergrund wird die durch den Ausbau des Recyclings bis 2020 erreichbare weitere Primärenergieeinsparung auf 3 PJ/a veranschlagt.
F&E-Themen im Bereich Beton und Betonprodukte sind u. a. die Entwicklung von Beton mit Polymerzuschlägen, die Verwendung von Betonmehl als hydraulisches Bindemittel, schnelle Analytik bei der Probenahme von Bauschutt und die Entwicklung neuer
kostengünstiger Bauweisen.
Im Bereich der Herstellung von Ziegeln wird in Deutschland derzeit keine Wiederverwertung auf gleichem Niveau zu neuen Ziegeln betrieben. Die Ziegelabfälle werden
zerkleinert und in verschiedenen Bereichen, wie beispielsweise Dachbegrünungen
oder Sportplatzbau weiterverwertet. Für die Zerkleinerung in Brechern werden etwa 4
PJ/a Primärenergie benötigt. Derzeit ist die Produktionsmenge der Ziegelindustrie etwa
genauso hoch wie die jährlich anfallenden Abbruchmengen an Ziegeln. In Österreich
wird ein zementgebundener "Recyclingziegel" mit 70 % Ziegelbruch hergestellt, der
weniger Produktionsenergie benötigt. Würde die gesamte Menge von 11 Mio. t Ziegel
Abbruchmaterial, die pro Jahr in Recyclinganlagen gelangt, zur Produktion dieser "Recyclingziegel" herangezogen, die dann energieintensive "normale" Ziegel verdrängten,
ließen sich 6 PJ pro Jahr an Energie einsparen.
Im Behälterglassektor, dem aus energetischen Gesichtspunkten relevantesten Sektor
der Glasindustrie, findet heute eine weitgehende Wiederverwertung statt, wodurch aktuell ca. 6-7 PJ/a eingespart werden. Angesichts zu erwartender sinkender Produktionszahlen sowie einer unterstellten energetischen Effizienzsteigerung bei der Glasherstellung dürfte die Primärenergieeinsparung durch Behälterglasrecycling im Jahr 2030
allerdings nur noch rund 4 PJ/a betragen. In der Vergangenheit hat auch die Gewichtsreduzierung eine wichtige Rolle gespielt. So hat sich innerhalb der letzten 40 Jahre das
durchschnittliche Gewicht von Hohlglas-Produkten um 44 % reduziert und es bestehen
Zusammenfassung
7
auch für die Zukunft weitere Optionen, das Gewicht zu senken. Damit einher gehen
Energiebedarfssenkungen bei der Herstellung von Glas und aufgrund der Gewichtseinsparung auch im Transportsektor.
Die Wiederverwertungsquoten in den anderen Glassektoren sind, bis auf Eigenscherben und Scherben aus weiterverarbeitender Industrie, relativ niedrig. Im Flachglassektor liegt der Anteil der wiedereingesetzten Altscherben bei unter 10 %. Eine
Wiederaufbereitung ist technisch oft möglich, allerdings aufgrund der hohen Qualitätsanforderungen und den damit verbundenen ökonomischen Gründen sind Demontage-,
Redistributions- und Aufbereitungswege bis heute oft nicht ausgebaut. Häufig findet in
diesem Sektor jedoch ein Down-Cycling statt. Ein Problem ist auch die geringe Kenntnislage über die Stoffströme von Altflachglas, die in Zukunft wegen der anfallenden
Doppelglasscheiben deutlich zunehmen werden. Als F&E-Themen sind u. a die Sicherstellung der Qualitätsanforderungen beim Altglasrecycling und die Entwicklung
entsprechender kostengünstiger Verfahren zu nennen. Weitere relevante Forschungsfragen sind, ob ein Absenken der hohen Qualitätsanforderungen an Flachglasprodukte
zu relevanten Energieeinsparpotenzialen führen kann und ob dies am Markt durchsetzbar ist. Ein wichtiges Thema in diesem Zusammenhang ist auch die Frage der Produktstandardisierung.
Generell lassen die nicht abschließenden Untersuchungen im Glassektor die Vermutung zu, dass durch die Materialwahl und –effizienz ein deutlich höheres energetisches
Einsparpotenzial existiert als durch Materialrecycling. Für F&E bedeutet dies, die Materialeigenschaften von Glas und Scheibensystemen zu verbessern.
Die unter energetischen Gesichtspunkten optimierte Wahl der Getränkeverpackung
(zwischen Einweg und Mehrweg sowie zwischen Glas-, PET-, Karton- und Dosenverpackungen) weist nach heutigem Stand der Technik und aktuellen Verbrauchsstrukturen Primärenergieeinsparpotenziale von 30 bis 40 PJ pro Jahr auf. Dies ist annährend
eine Halbierung des gesamten Energieverbrauches von der Produktion über den
Transport
bis
zum
Recycling
im
Getränkeverpackungsbereich.
Wichtige
Einsparpotenziale liegen u. a. darin, die Aluminiumdose im Bierbereich und auch im
Limonadenbereich zu substituieren sowie oftmals von Einweg auf Mehrweg
umzusteigen. Allerdings sind bei der Getränkeverpackungswahl auch andere Kriterien
(z. B. Geschmacks-, Konservierungs- und Haltbarkeitseigenschaften) für die Wahl der
Verpackung entscheiden, die in der Studie nur am Rande berücksichtigt wurden.
Im Bereich der Kunststoffe sind in den letzten Jahren verschiedene Recyclingverfahren etabliert wurden, die den einzelnen Kunststofftypen und ihren Anwendungsfeldern
Rechnung tragen. Da aber ca. 60 % der Kunststoffprodukte sehr langlebig sind, fällt
derzeit nur ein Teil des jährlichen Kunststoffverbrauchs als Abfall an (1995: ca. 8,2
8
Zusammenfassung
Mio. t Produktion zu 4,6 Mio. t Abfälle). Von den Abfällen gelangt nur ein Teil in das
Recycling, der Rest wird deponiert oder in Müllverbrennungsanlagen verbrannt. Durch
die Recyclingverfahren wurden 1995 ca. 14 PJ Primärenergie eingespart, durch steigende Abfallmengen und effizientere Recyclingverfahren könnten es im Jahr 2020
zwischen 97 PJ (20 % Recycling) bis 318 PJ (67 % Recycling) sein (entsprechend
einer Zunahme gegenüber 1995 um 83 bzw. 304 PJ). Entscheidend für zukünftige
Energieeinsparungen ist aber auch der Einsatz effizienter Müllverbrennungsanlagen, in
denen durch Verbrennung von Sortierresten und ungeeigneten Polymerfraktionen
Primärenergie eingespart werden kann. Die Verbesserung der Eigenschaften von
Polymeren durch neue Katalysatoren und Verfahren ermöglicht auch die Erhöhung
ihrer Marktanteile (gegenüber den Polyaddaten und –kondensaten) und damit die
Recycling-Möglichkeiten. Hinzu kommt die Möglichkeit der Substitution von petrochemisch basierten Kunststoffen durch biogene Rohstoffe, was aber in vielen Fällen langfristig angelegter F&E bedarf, um in Massenmärkte vorzudringen.
In 1995 wurden 12 Mio. t Ausbauasphalt im Heißmischgut wiederverwendet. Damit
wurden gegenüber der Deponierung als Referenzfall etwa 28,7 PJ Primärenergie
eingespart. Die Verwendung von weiteren 3 Mio. t im Straßenunterbau führte ferner zu
Einsparungen von 0,5 PJ. Im Bereich des Ausbauasphalts ist eine weitere Steigerung
bei der hochwertigen Wiederverwendung anzustreben. Soweit möglich, sollten neue
Verfahren eingesetzt werden, bei denen Transporte entfallen (vor-Ort-Recycling) und
die Verarbeitungstemperatur gesenkt wird (Kaltrecycling). Zumindest bis 2005 wird sich
die Menge des anfallenden Ausbauasphalts nicht nennenswert ändern. Sofern eine
Recyclingrate nahe 100 % erreicht wird, sind somit Einsparungen in Höhe von zusätzlich 1 PJ/a möglich.
Eine Verwertung im Bereich des Industriebitumens findet bisher hingegen nicht statt.
Hier sind die Abfallströme weiter zu schließen sowie bestehende Verwertungsverfahren zu evaluieren. Dort ist auch die energetische Verwertung möglich. Wird vereinfachend davon ausgegangen, dass je 50 % der Industriebitumenabfälle werkstofflich
rezykliert und in Zementöfen verbrannt werden, ergibt sich bei einer Abfallmenge von
ca. 300 kt/a im Jahr 2005 eine Einsparung von rund 11 PJ Primärenergie.
Im Untersuchungsbereich Papier lag das Hauptaugenmerk auf dem Recycling von
Altpapier, insbesondere in Form gesteigerten Altpapiereinsatzes bei graphischen Papieren, der Substitution von Papier in verschiedenen Anwendungen durch neue Informations- und Kommunikationstechniken sowie der effizienteren Materialnutzung durch
technische und organisatorische Maßnahmen, wie z. B. die Verwendung dünnerer
Papiersorten und die stärkere Nutzung von Bürogeräten, die doppelseitiges Drucken
und Kopieren erlauben. Auch das Konzept des Print on Demand ist hierunter einzuord-
Zusammenfassung
9
nen. Substitution und effizientere Materialnutzung führen beide zu verringerten Produktionsmengen, wobei die Vielfalt der Einflussgrößen in diesem Bereich zur Definition
sehr stark variierender Szenarien mit entsprechend breiter Streuung der Ergebnisse
zwingt.
In der Vergangenheit hat die deutliche Zunahme des Altpapierrecyclings seit 1970 bereits zu einer erheblichen Energieeinsparung geführt. Wäre im Jahr 2000 die Altpapiereinsatzquote noch auf dem Stand von 1970, läge der Energiebedarf um rund 25 PJ
höher. Unterstellt man für die Zukunft eine leichte Entkopplung beim Wachstum von
Papierverbrauch bzw. -produktion und Bruttoinlandsprodukt, die zu einem gebremsten
Anstieg der Produktion von heute rund 18 Mio. t auf 26 Mio. t im Jahr 2030 führen
würde, wäre selbst bei verbesserter Energieeffizienz von einem Anstieg des Primärenergieverbrauchs um 21 PJ gegenüber dem Jahr 2000 auszugehen. Bei einer auf
dem Stand von 2000 stagnierenden Materialeffizienz läge dieser Wert sogar um weitere 32 PJ höher. Durch konsequente Ausschöpfung der Potenziale von Materialsubstitution und effizienter Materialnutzung sowie eine deutliche Erhöhung der Altpapiereinsatzquote ließe sich der Primärenergiebedarf der Papierherstellung bis 2030
gegenüber der Referenzentwicklung um 110 PJ bzw. gegenüber einer Variante "Eingefrorene Materialeffizienz" um 142 PJ vermindern. Bei der Bewertung des Primärenergiebedarfs ist allerdings zu berücksichtigen, dass ein Teil des Energiebedarfs
(rund 25 % im Jahr 2000) aus der erneuerbaren Ressource Holz (Ablaugen, Rinden,
Spuckstoffe) gedeckt wird.
In der Primärenergetischen Gesamtbewertung wurde der Einfluss der untersuchten
Maßnahmen zur Steigerung der Werkstoffeffizienz auf den Primärenergiebedarf in den
einzelnen Untersuchungsbereichen zusammengefasst. Der Bilanzraum ist in Anbetracht der globalen Klimarelevanz des Verbrauchs fossiler Energieträger hierbei "die
Welt", d. h., sofern Rohstoffe oder Endenergieträger importiert werden, werden die
Energieverbräuche und Umwandlungsverluste im Ausland (zumindest näherungsweise) mit bilanziert.
Die Tabelle enthält zum einen Angaben darüber, welchen Beitrag die untersuchten
technischen Maßnahmen heute bereits – meist im Vergleich zu 1970 - leisten. Dabei
wird der heute vermiedene jährliche Primärenergiebedarf ausgewiesen, der sich
rechnerisch entweder
• im Vergleich zu einem auf dem Stand des Basisjahres
eingefrorenen Standard
ergibt. In der Regel ist das ein Zustand mit damaligen Recyclingquoten, aber heutigem spezifischen Energiebedarf;
oder
• gegenüber einem jeweils definierten Referenzfall ohne diese Maßnahme ergibt.
10
Zusammenfassung
Ferner wird die bis zum Jahr 2030 zu erwartende Primärenergieeinsparung für einen
Referenzfall ausgewiesen, der durch die Fortsetzung autonomer technischer Trends
im Bereich der Werkstoffeffizienz (einschließlich Recycling und Substitution) gekennzeichnet ist.
Eine forcierte Ausschöpfung der identifizierten Effizienzpotenziale ist dann im Minderungs-Szenario unterstellt. In einigen Fällen konnten nur Minderungspotenziale
(Obergrenzen) für das Jahr 2030 ermittelt werden, die – entsprechend kenntlich gemacht – in der Spalte "Minderungsszenario / Potenzial" aufgeführt sind. In diesen
Fällen war meist keine Angabe für den Referenzfall möglich.
Die aufgrund der Datenverfügbarkeit und wegen der Berücksichtigung sektorspezifischer Besonderheiten notwendigerweise uneinheitliche Darstellung der Teilergebnisse
lässt eine Summenbildung nur bedingt zu. Auch lassen sich nicht alle Wechselwirkungen zwischen den einzelnen Teilbereichen vollständig berücksichtigen. Dennoch wurde
nachfolgend durch eine Doppelzählungen weitgehend vermeidende Summenbildung
eine Abschätzung des Gesamteffektes ermittelt. Aufgrund der genannten Einschränkungen kann diese aber nur als Orientierung dienen.
Zusammenfassend ist als Ergebnis der Studie festzuhalten:
• Recycling energieintensiv hergestellter Grundstoffe und effiziente Werkstoffnutzung
hat gegenüber einem auf dem Stand von vor 30 Jahren eingefrorenen Recyclingumfang dazu geführt, dass heute im Jahr deutlich über 150 PJ an Primärenergie,
entsprechend gut 1 % des Primärenergieverbrauchs in der Bundesrepublik
vermieden werden.
• Setzen sich die autonomen Trends in der effizienten Werkstoffnutzung fort, so ist
damit zu rechnen, dass in den nächsten 30 Jahren Primärenergieeinsparungen in
etwa der gleichen Höhe realisiert werden.
• Durch forcierte Ausschöpfung bestehender Potenziale erscheint im betrachteten
Zeitraum eine Steigerung der Primärenergieeinsparungen um gut das Fünffache auf
ungefähr 800 PJ/a, also rund 5 bis 6 % des heutigen Primärenergieverbrauchs in
Deutschland, möglich. Die wesentlichen Potenziale liegen hier im Bereich des Recyclings metallischer Werkstoffe, des Automobil-Leichtbaus, der Werkstoffsubstitution bei Getränkeverpackungen und insbesondere im Recycling von Kunststoffen.
Auch in der effizienten Nutzung von Papier und Umkehr der mit zunehmender IuKTechnologienutzung einher gehenden Papierverbrauchszunahme liegen erhebliche
Einsparpotenziale.
• Für die F&E-Anstrengungen sind immer wieder die Reinheiten der Schrotte bzw.
Abfälle durch kostengünstige Sortier-, Demontage- und Reinigungsverfahren sowie
Reinigungsprozesse in den Produktionsprozessen der Sekundärmaterialien von
Zusammenfassung
11
großer Bedeutung. Die Qualitätssicherung der Sekundärmaterialien ist ein zentraler
Punkt, an dem sich der Umfang der möglichen Kreislaufschließung entscheidet.
• Für die erfolgreiche Entwicklung von Dematerialisierung und Kreislaufwirtschaft
bedarf es auch begleitender F&E zu Themen wie Sicherheit der neuen Systeme
(z. B. Leichtfahrzeugbau, auch in der Übergangsphase) und Umweltfreundlichkeit.
• Auf Grund der Diskussion der einzelnen wirksam werdenden gesamtwirtschaftlichen
Teileffekte dürften die untersuchten Strategien tendenziell beschäftigungssteigernd
wirken, wobei sich jedoch für die einzelnen untersuchten Teilbereiche deutliche
Unterschiede in der Größenordnung der Effekte ergeben könnten. Dies wird durch
die Rezeption bestehender Analysen bestätigt. In welchem Ausmaß die in der vorliegenden Studie entwickelten Szenarien zu einer Steigerung der Beschäftigung führen, muss in fallspezifischen, eine Mikro-Makro-Brücke zwischen technologisch ableitbaren Veränderungen und aggregierterem mesoökonomischen Strukturwandel
schlagenden Analysen untersucht werden.
12
Tabelle 0-1:
Zusammenfassung
Übersicht über den vermiedenen Primärenergieverbrauch für die
einzelnen Werkstoffe heute und im Jahr 2030
Heute bereits
vermiedener PEV
in PJ/a
Im Jahr 2030
vermiedener PEV in PJ/a
Referenzszenario
Im Jahr 2030
Minderungsszenario /
Potenzial
65 1)
24 2)
92 2)
Recycling: 6
Effizienz: 7
2)
gew. Summe: 10
Recycling: 60
Effizienz: 9
2)
gew. Summe: 67
n. q.; Zunahme
Recycling beschränkt
Leichtbau: 124 3)
3 2)
n. q.
-4
(Zusatzaufwand)
n. q.
6
Behälterglas: 6 – 7 4)
Flachglas: 0,3 4)
n. q.
-
-
Polymere
14 6)
83 7)
304 7)
Bitumen
Ausbauasphalt: 29 1)
n. q.
Ausbauasphalt: 1 7)
7)
Industrieasphalt: 11
Recycling: 25 1)
32 2)
142 2)
>> 150
> 150
≈ 800
Sektor/Anwendung
Stahl
1)
Aluminium
Recycling: 9
Automobilbau
(Leichtbau)
Recycling: 47
Beton / Betonprodukte
5)
11 1)
8)
1)
Ziegel
Glas
Getränkeverpackung
(Materialsubstitution)
Papier
Gesamteffekt
(gerundet; Summenbildung nur bedingt
zulässig)
9)
Behälterglas: 4 - 54)
Flachglas: 1 - 1,54)
10)
30-40
PEV ... Primärenergieverbrauch
1)
Vergleich heute zu Basisjahr (Stahl: 2000 / 1983; Aluminium: 2000 / 1974; Beton: 2000 / 1970; Ziegel:
2000 / 1970; Polymere: 1995 / 1970; Bitumen: 2002 / 1970; Papier: 2000 / 1970)
2) Vergleich zu auf heutigem Stand eingefrorener Recyclingquote und Werkstoffnutzungseffizienz für
jeweiliges Szenario
3) PEV-Einspar-Potenzial (Obergrenze) gegenüber auf heutigem Stand eingefrorener Recyclingquote
und Werkstoffnutzungseffizienz
4) Einsparpotenziale durch den Einsatz von Altscherben im Vergleich zum Fall ohne Recycling.
5) Theoretischer Wert für vollständiges PKW-Recycling in 2000; z. T. enthalten in Werten für Stahl und
Aluminium
6) Absolutwert für eingesparten PEV 1995 durch Recycling von Polymeren; ohne Abzug für deponierte
Polymere
7) Potenzielle Zunahme gegenüber 1995; Berechnung für 2020
8) Überschneidungen mit Automobilbau; Aluminium-Trendszenario für Aluminiumanteile im Fahrzeug
9) Theoretischer Wert für reine Recyclingziegelproduktion
10) Materialsubstitution rein aus energetischer Sichtweise ohne Berücksichtigung limitierender Faktoren
wie Qualitätsanforderungen an Getränkeverpackungen und unter heutigen Verbrauchs- und Produktionsstrukturen
Ausgangslage, Zielsetzung und Mitwirkung von Wirtschaftsvertretern
1
13
Ausgangslage, Zielsetzung und Mitwirkung von
Wirtschaftsvertretern
In den vergangenen drei Dekaden konzentrierte sich die Forschung und Entwicklung
zur rationellen Energieanwendung in Deutschland vor allem auf die bessere Nutzung
von Energiewandlern, die Reduktion von Wärmeverlusten in Gebäuden sowie auf
energieintensive Prozesse und Querschnittstechnologien in der Industrie (wie z. B.
Dampferzeugung, Trocknungsprozesse, Zerkleinern, Wärmebehandlung in Öfen, Kälteerzeugung). In diesen Bereichen wurden erhebliche Energieeffizienz-Verbesserungen erzielt, so dass sich bei einzelnen Komponenten und Prozessstufen der spezifische Energiebedarf heute teilweise bis auf 10-20 % dem theoretischen Mindestbedarf
genähert hat und weiterer energiesparender technischer Fortschritt mit wesentlich höherem F&E- sowie Investitionsaufwand verbunden wäre.
Eine nachhaltige Entwicklung bedeutet unter anderem die Notwendigkeit, in allen
Energieverbrauchssektoren die CO2-Emissionen langfristig erheblich zu reduzieren. Es
rücken nun der Systemaspekt und die Frage der weiteren Schließung von Stoffströmen
energieintensiver Produkte und Werkstoffe in das Blickfeld der Untersuchungen zur
rationellen Energieanwendung. Denn im Systemaspekt – in den optimiert abgestimmten Systemen der Energiewandlung und –nutzung einschließlich der gewünschten
Dienstleistungen und Produkte – werden heute die größten Energieeinsparpotenziale
vermutet.
Aus der Vielfalt solcher systemar zu betrachtenden Optionen wurden im Rahmen der
vorliegenden Studie folgende Technologiefelder ausgewählt:
• Recycling und Sekundärrohstoffnutzung: Sekundärrohstoffe haben in aller Regel
– inklusive der Recycling- und Transportaufwendungen – einen geringeren spezifischen Energiebedarf. Bei "alten" energieintensiven Werkstoffen hat der Sekundärrohstoffzyklus bereits relativ hohe Recyclingquoten erreicht (z. B. Stahl, Hohlglas,
Papier/Pappe, Bitumen). Dagegen werden bei jüngeren Werkstoffen noch relativ geringe Werte genannt (z. B. Aluminium, verschiedene Kunststoffe). Hinzu kommt,
dass viele Anlagen zum Trennen und Sortieren von energieintensiven Werkstoffen,
insbesondere von post-comsumer-Abfällen, häufig noch wenig automatisiert und
daher personalkostenintensiv sind, was dazu führt, dass die mögliche Wiederverwendung von energieintensiven Werkstoffen nicht immer voll ausgeschöpft wird.
Das Recycling energieintensiver Werkstoffe erhält auch deshalb eine zunehmende
Bedeutung, weil die Primärproduktion zunehmend in die Länder mit dem entsprechenden Rohstoffaufkommen oder mit sehr günstiger Energieverfügbarkeit konzentriert wird (z. B. Kanada, Venezuela, Island, Australien). Im Interesse einer Minimierung des weltweiten Transports, dessen externe Kosten durch mangelnde Besteuerung in den Preisen der Primärstoffe nicht enthalten sind, wäre es auch ein weiterer
14
Anreiz, die Sekundärkreisläufe in den einzelnen Industriestaaten zu stärken.
Wenn in Zukunft im Bereich der auf Sekundärrohstoffen basierenden Produktionsverfahren der größte Erweiterungsinvestitionsbedarf besteht, liegen hier besondere
Chancen, durch rechtzeitige F&E den spezifischen Energiebedarf der Sekundärlinie
zu reduzieren. Nach einer im Jahre 2000 vom Fraunhofer-ISI durchgeführten Erhebung bei Führungskräften in der deutschen Investitionsgüterindustrie2 erwarten die
Befragten von der Kreislaufwirtschaft eine erhebliche Bedeutung. Allerdings spiegelt
sich diese positive Erwartung noch nicht in der betrieblichen Umsetzung wieder:
Derzeit bietet nur jeder siebte Betrieb seinen Kunden die Rücknahme seiner Produkte an, und nur 5 % des Produktionsvolumens werden von den Herstellern zurückgenommen (betrifft nicht Verpackungsmaterial). Interessant ist dabei, dass als
Hauptmotiv der Produktrücknahme die Kundenbindung und das Sammeln von Informationen aus der Nutzungsphase des Produktes genannt wurden. Insbesondere
von Betrieben, die neue Technologien als wichtigsten Wettbewerbsfaktor sehen.
• Werkstoffsubstitution:
Häufig besteht ein Substitutionspotenzial zwischen
verschiedenen Werkstoffen. In Abhängigkeit von der spezifischen Energieintensität
der Werkstoffe kann sich hierdurch ein erhebliches Energieeinsparpotenzial ergeben. Bisher wurden Substitutionsüberlegungen unter Kostenaspekten und Gesichtspunkten der Eigenschaften bei der Nutzung angestellt, während energiewirtschaftliche Aspekte und die Anforderungen der Klimapolitik weitgehend vernachlässigt wurden.
Zur Verbesserung der Substitutionsmöglichkeiten von energieintensiven durch weniger energieintensive Werkstoffe kann sowohl an der Veränderung der technischen
Nutzungseigenschaften, als auch an den Herstellverfahren und den damit zusammenhängenden Kosten der Werkstoffe angesetzt werden.
• Effiziente Werkstoffnutzung: Die Frage der Werkstoffsubstitution wird allerdings
noch einmal komplexer durch die Möglichkeit, den spezifischen Werkstoffbedarf zu
vermindern, z. B. durch werkstofftechnische bzw. konstruktive Maßnahmen wie den
Leichtbau im Fahrzeugsektor und bei bewegten Maschinenteilen oder dünnere Papierqualitäten etc.. Dabei bleiben die Funktionen, die der Werkstoff zu leisten hat,
erhalten. Günstigstenfalls verbessert sich sogar die Funktionalität. Dies bedeutet,
dass die Effizienz der Werkstoffnutzung gesteigert und damit die Nachfrage nach
energieintensiven Werkstoffen relativ gesenkt werden kann.
Diese systemare Betrachtungsweise mit den genannten technischen Optionen der
"Werkstoffeffizienz"3 eröffnet eine Fülle von Möglichkeiten, mit denen der spezifische
2
Dreher, C., Schirrmeister, E.: Der lange Weg zur Kreislaufwirtschaft. Mitteilungen aus der
Produktionserhebung des FhG-ISI. Karlsruhe, No.18 Sept. 2000
3
Unter "Werkstoffeffizienz" wird hier die Energieeffizienz der Herstellung und Nutzung von
Werkstoffen verstanden.
15
Energiebedarf je Dienstleistung, welche die Werkstoffe erbringen, reduziert werden
könnte. Bis heute wurde eine derartige systematisch-quantitative Untersuchung nicht
durchgeführt. Zwar gibt es für ausgewählte energieintensive Werkstoffe ZeitreihenAnalysen zur Wiederverwendung oder zum spezifischen Pro-Kopf-Verbrauch einzelner
Industriestaaten, aber diese Analysen sind meist vergangenheitsorientiert oder stellen
die technologischen Fragen nicht hinreichend detailliert. Darüber hinaus gibt es gewiss
zu einzelnen Werkstoffen viele einzelne Forschungsanstrengungen und Entwicklungsideen für technische Verbesserungen des Sekundärkreislaufs4. Allerdings sind diese
Arbeiten weder in den Kontext energiewirtschaftlicher Auswirkungen noch in einen
breiteren Rahmen der rationellen Energie- und Werkstoffnutzung gestellt worden.
Ziel dieser mit Förderung durch das Bundesministerium für Wirtschaft und Arbeit
durchgeführten Studie war daher, die energiewirtschaftliche Bedeutung dieser strategischen Werkstoffeffizienz-Optionen für die nächsten Jahrzehnte zu quantifizieren.
Für die wesentlichen energieintensiven Grundstoffindustrien in Deutschland sollten die
Potenziale der Werkstoffeffizienz durch neue und verbesserte Technologien sowie die
damit erreichbaren Energie-Effizienzpotenziale herausgearbeitet werden. Es sollte auf
Verbesserungsmöglichkeiten von Recyclingtechnologien und der derzeitigen Recyclinganteile eingegangen werden, um auch die hier wenig untersuchten Energieeffizienz-Potenziale abzuschätzen. Hierbei war zu berücksichtigen, dass Recyclingmaterial nicht für alle Anwendungen in gleicher Weise geeignet ist.
Soweit von Bedeutung, sollten auch Potenziale durch Materialsubstitution bzw. konstruktive Maßnahmen, wie z. B. "Leichtbau"-Optionen untersucht werden. So wurde für
einen bedeutenden Wirtschaftszweig und für dessen Produkt, das Automobil, die rein
Werkstoff-fokussierte Betrachtungsweise aufgegeben. Um die komplexen, dynamischen Systemzusammenhänge erfassen zu können, wurde eine Systemanalyse auf
Basis des System-Dynamics-Ansatzes durchgeführt. Simulationen unter Berücksichtigung des zu erwartenden technischen Fortschritts anhand des Kriteriums Primärenergieverbrauch führten zu verschiedenen Materialeffizienz-Szenarien.
Schließlich sollte eine primärenergetische Bewertung erfolgen, um die Bedeutung
der Materialeffizienz und des Recyclings energieintensiver Materialien in den vergangenen zwei bis drei Jahrzehnten und damit für die Entwicklung der energiebedingten CO2-Emissionen abschätzen zu können. Zusammen mit einem etwa genau so
weiten Ausblick auf die Zukunft – Betrachtungshorizont 2030 – sollte damit eine quantitative Datenbasis geschaffen werden, um der Werkstoffeffizienz eine angemessene
Rolle als Element der Klimapolitik zuweisen zu können.
4
Dreher/Schirrmeister (2000); siehe oben
16
Dabei sollte die dem Forschungsteam stets sehr bewusste Tatsache nicht verkannt werden, dass energetische Betrachtungen alleine nicht hinreichend für die
Beurteilung der Nachhaltigkeit der untersuchten Konzepte sein können. So war
der energetische Aspekt mit Sicherheit nicht die treibende Kraft für das Bemühen der
Umweltpolitik, das Recycling zu fördern, was mit dem Kreislaufwirtschafts- und Abfallgesetzes (KrW-/AbfG) in den vergangenen Jahren zur Fortentwicklung der Abfallpolitik
zur Kreislaufwirtschaftspolitik führte. Der Energieverbrauch zur Herstellung von Werkstoffen bzw. der kumulierte Primärenergieverbrauch (KEA) für Produkte ist nur eingeschränkt als adäquater Repräsentant für die gesamte Umweltbelastung zu sehen. Als
wesentliche Umweltauswirkungen sind neben Treibhauseffekt, Versauerung und Photooxidantienbildung – alle zumindest teilweise korreliert mit der Höhe des Verbrauchs
fossiler Energieträger – auch der Ressourcenabbau, die Belastung von Gewässern
oder der Verbrauch von Deponiefläche zu betrachten. Aus diesem Grunde sollte dort,
wo vorhanden und notwendig, auch auf vorliegende Ökobilanzen Bezug genommen
werden.
Die Untersuchungen gliederten sich nach Material- bzw. Werkstoffarten. Im Einzelnen
waren dies
• die metallischen Werkstoffe Stahl und Aluminium; in diesen Untersuchungsbereich
fiel schwerpunktmäßig auch die Analyse der Leichtbauoptionen im Automobilsektor,
• die mineralischen Werkstoffe Beton/Betonprodukte, Ziegel und Glas sowie
• als organische Werkstoffe die Polymere und Bitumen sowie Papier.
Indes sind diese Bereiche wegen vielfältiger Wechselwirkungen nicht unabhängig
voneinander zu betrachten. Beispielsweise finden Koppelprodukte aus der Eisen- und
Stahlindustrie Verwendung in der Zementindustrie oder Kunststoffe spielen als Substitutionswerkstoff eine zunehmende Rolle im Automobilbau.
Maßnahmen zur Reduktion der Umweltbelastung lösen vielfältige Anpassungsreaktionen bei den betroffenen volkswirtschaftlichen Akteuren aus. Durch die Summe dieser Anpassungsreaktionen und die hierdurch wiederum ausgelösten Folgewirkungen
kommt es zu Veränderungen der Wirtschaftsstrukturen und der gesamtwirtschaftlichen Zielgrößen. Daher sollte im Rahmen der Studie auch der Frage nachgegangen werden, auf Grund welcher volkswirtschaftlicher Zusammenhänge eine erhöhte Werkstoffeffizienz zu Veränderungen der gesamtwirtschaftlichen Beschäftigung,
der Wirtschaftsstrukturen und der betrieblichen Arbeitsstrukturen führen kann und ob
die durch diese Veränderungen ausgelösten Impulse positive oder negative Wirkungen
nach sich ziehen. Dabei sollte in dem diesen Fragestellungen gewidmeten Abschnitt
17
der vorliegenden Studie der Anzahl der Arbeitsplätze besondere Bedeutung beigemessen werden.
Das Projekt "Werkstoffeffizienz" wäre ohne die Unterstützung von Vertretern der
betroffenen Wirtschaftszweige nicht durchführbar gewesen. Es ist an dieser Stelle nicht
möglich, alle Experten zu nennen, die Informationen und Meinungen zum Thema beigetragen haben. Ihre Beiträge flossen bereits in einer frühen Bearbeitungsphase ein.
Zum Ende der Projektlaufzeit wurden die Ergebnisse des Vorhabens im Rahmen eines
Expertensymposiums zur Diskussion gestellt. Dieses Symposium, bei der auch Vertreter der Wissenschaft zu Wort kamen, fand am 28. Mai 2003 in Karlsruhe statt. Das
Koreferat von Herrn Michael Ritthoff vom Wuppertal-Institut für Klima, Umwelt, Energie
ist Anhang A3, die Teilnehmerliste Anhang A4 dieses Berichts zu entnehmen. Im
Nachgang zu diesem Symposium wurden in Einzeldiskussionen mit den Experten
weitere Detailfragen abgeklärt, insbesondere wurden Aspekte des bestehenden F&EBedarfs sowie die Frage der bestehenden Hemmnisse der Ausschöpfung der ermittelten Potenziale erörtert.
Allen Experten aus Wirtschaft und Wissenschaft sei für ihre Unterstützung herzlichgedankt.
18
Werkstoffeffizienz nach Sektoren und Anwendungen
2
2.1
Eisen und Stahl
2.1.1 Vorbemerkung
Das vorliegende Kapitel konzentriert sich auf die Herstellung von Stahl nach den beiden in Deutschland üblichen Herstellverfahren. Zum einen die Verfahrenslinie über die
Roheisenerzeugung im Hochofen (mit den vorgelagerten Prozessschritten) und der
anschließenden Stahlerzeugung im Oxygenstahlwerk, zum anderen auf die Erzeugung
von Elektrostahl aus erschmolzenem Stahlschrott.
Schwerpunktmäßig wird als Option zum effizienten Werkstoffeinsatz hier das Recycling
betrachtet, die Optionen Materialsubstitution und konstruktive Maßnahmen werden an
anderer Stelle ausführlich betrachtet: Im Kapitel "Energetische Bewertung von Leichtbaustrategien im Automobilsektor" werden für den wichtigsten Stahlverwendungssektor
in Deutschland die Optionen "Leichtbau" (mit Stahl) sowie der Einsatz von Aluminium
untersucht. Im Kapitel "Glas und Glasprodukte" wird auf die Möglichkeiten der Materialsubstitution in einem weiteren Anwendungsbereich für Stahl, nämlich in der Lebensmittelverpackung ("Weißblech") eingegangen.
Gleichwohl finden sich auch in diesem Kapitel Ausführungen zum Stahlschrottrecycling
aus PKWs und zum Weißblechrecycling, die zur energetischen Bewertung der Prozesse in den oben genannten Kapiteln herangezogen wurden. Ausführliche Zusatzinformationen zu diesem Teilthema finden sich in der Diplomarbeit von Michael Ball, die
im Rahmen dieses Forschungsprojekts für das Bundesministerium für Wirtschaft und
Arbeit am Fraunhofer-ISI angefertigt wurde (Ball, 2002).
2.1.2 Charakterisierung des Sektors
Sowohl weltweit als auch in Deutschland sind Eisen und Stahl mengenmäßig nach wie
vor die wichtigsten metallischen Werkstoffe. Die bedeutendsten Eisenerz-Lieferanten
für Deutschland sind heute Australien, Brasilien, Kanada und Schweden.
Als Stahl werden im Allgemeinen Eisen-Kohlenstoff-Legierungen bezeichnet, die weniger als 2 % Kohlenstoff aufweisen. Es gibt etwa 2000 verschiedene Stahlsorten, die
sich nach der chemischen Zusammensetzung in legierte und unlegierte Stähle sowie in
diesen beiden Gruppen gemäß ihren Gebrauchsanforderungen jeweils in Qualitätsstähle und Edelstähle unterteilen lassen. Der Grenzwert für die Unterscheidung in niedrig- und hochlegierte Stähle liegt bei 5 % Gewichtsanteil der Legierungselemente.
19
Die beiden wesentlichen Routen der Stahlherstellung sind in Deutschland das Oxygenund das Elektrostahlverfahren. Die Erzeugung von Oxygenstahl läuft in zwei Stufen ab:
Zunächst wird aus Eisenerz Roheisen erzeugt, anschließend wird das Roheisen zu
Rohstahl weiterverarbeitet. Beim Elektrostahl wird der Stahl unmittelbar aus Stahlschrott hergestellt. Als Schmelzaggregat wird überwiegend der Elektrolichtbogenofen
eingesetzt. Die wichtigste Endproduktgruppe bei der Stahlerzeugung sind die Walzstahlfertigerzeugnisse. Hier unterscheidet man zwischen Flacherzeugnissen (Bleche,
Warmbreitband) und Langerzeugnissen (Walzdraht, Stäbe, Profile, Rohre). In
Deutschland werden Flacherzeugnisse bislang fast ausschließlich von integrierten
Hüttenwerken hergestellt; die Menge an Langerzeugnissen entspricht in etwa der
Elektrostahlproduktion.
Abbildung 2.1-1 zeigt die zeitliche Entwicklung der Produktion von Rohstahl und Roheisen sowie den Verbrauch von Stahl (Stahlverwendung) seit 1974. Im Jahr 2000 wurden in Deutschland etwa 46 Mio. t Rohstahl (33 Mio. t Oxygenstahl, 13 Mio. t Elektrostahl) und knapp 31 Mio. t Roheisen erzeugt; diese Produktionszahlen entsprachen
einem Anteil an der Weltstahlerzeugung von 5,1 % für Roheisen und 5,4 % für Rohstahl. Bezüglich der Rohstahlerzeugung belegt Deutschland damit europaweit Platz
eins, weltweit Platz fünf. Deutschland ist Nettoexporteur von Rohstahl. Die Produktion
von Eisenguss lag im Jahr 2000 zudem bei 3,54 Mio. t, die von Stahl- und Temperguss
bei insgesamt 0,22 Mio. t. Der Verbrauch belief sich auf knapp 37 Mio. t.
Abbildung 2.1-1:
Produktion und Verbrauch von Rohstahl und Roheisen in Deutschland (ABL und NBL)
70,0
60,0
Rohstahlproduktion
Mio. t
50,0
40,0
Verbrauch
30,0
Roheisenproduktion
20,0
19
74
19
75
19
76
19
77
19
78
19
79
19
80
19
81
19
82
19
83
19
84
19
85
19
86
19
87
19
88
19
89
19
90
19
91
19
92
19
93
19
94
19
95
19
96
19
97
19
98
19
99
20
00
20
01
10,0
Jahre
Quelle: Statistisches Jahrbuch der Stahlindustrie
20
Im Jahr 2000 gab es in Deutschland 16 Hochofenanlagen, 26 Oxygenstahlkonverter
sowie 59 Elektroöfen. In den vergangenen Jahrzehnten war ein deutlicher Konzentrationsprozess zu beobachten: Einige wenige Anlagen machen heute den Großteil der
Produktion aus. Ein Blick auf die bedeutendsten Standorte der Stahlerzeugung in
Deutschland macht deutlich, dass die integrierten Hüttenwerke eine durchschnittliche
Jahresproduktion von etwa 4,6 Mio. t haben, während die von Elektrostahlwerken bei
etwa 0,6 Mio. t liegt. In den Elektrostahlwerken werden überwiegend Elektrolichtbogenöfen betrieben, die Kapazität von Induktionsöfen ist dahingegen vernachlässigbar.
Da Elektrostahlwerke trotz kleinerer Kapazitäten rentabel betrieben werden, tragen sie
zu einer dezentralisierten Stahlerzeugung und somit zu geringeren Transport- und Logistikkosten bei. Insbesondere der Rückgang der Elektroöfen um mehr als zwei Drittel
im Vergleich zu 1974 macht die erheblichen Verbesserungen hinsichtlich der Kapazität
der Öfen deutlich. Seit 1991 wurden in Deutschland auch 12 Hüttenwerke geschlossen.
Abbildung 2.1-2 zeigt die Rohstahlproduktion nach Herstellungsverfahren. Seit 1994
werden in Deutschland nur noch Oxygen- bzw. Elektrostahl hergestellt. 1976 wurde in
Westdeutschland die Produktion von Thomas-Stahl eingestellt, 1982 die von SiemensMartin-Stahl; seit 1993 gilt dies auch für Ostdeutschland. Von den erzeugten 46,4
Mio. t Rohstahl im Jahr 2000 lag der Anteil von Oxygenstahl bei etwa 71 %, der von
Elektrostahl bei 29 %. Dabei hat der Anteil an Elektrostahl über den betrachteten
Zeitraum kontinuierlich zugenommen. Hierfür sind insbesondere folgende Faktoren
verantwortlich: Einsparung von Investitionsmitteln und Energie durch den Entfall von
Sinteranlagen und Hochöfen sowie erhebliche Erweiterung der Produktionskapazitäten
von Elektrostahlwerken in den letzten beiden Jahrzehnten (BDSV, 1998).
In Deutschland werden Flacherzeugnisse fast ausschließlich aus Oxygenstahl hergestellt; dementsprechend der Großteil der Langerzeugnisse über die Elektrostahlroute:
von den knapp 39 Mio. t warmgewalzter Stahlerzeugnisse im Jahr 2000 waren etwa 26
Mio. t Flacherzeugnisse und knapp 13 Mio. t Langerzeugnisse.
Abbildung 2.1-2:
21
Entwicklung der Rohstahlproduktion nach Verfahren
90,0
70,0
80,0
60,0
Anteil Oxygenstahl
70,0
50,0
60,0
50,0
40,0
30,0
Prozent
Rohstahl
Mio. t
40,0
30,0
20,0
Anteil Elektrostahl
10,0
Anteil Thomasstahl
Anteil SM-Stahl
10,0
0,0
19
74
19
75
19
76
19
77
19
78
19
79
19
80
19
81
19
82
19
83
19
84
19
85
19
86
19
87
19
88
19
89
19
90
19
91
19
92
19
93
19
94
19
95
19
96
19
97
19
98
19
99
20
00
0,0
20,0
Jahre
Abbildung 2.1-3 zeigt den Verlauf des Außenhandels für die Summe aller warmgewalzten und geschmiedeten Stahlerzeugnisse in Deutschland. Zwischen Oxygen- und
Elektrostahl wird in den Außenhandelsstatistiken nicht unterschieden. Wie die Darstellung verdeutlicht, ist Deutschland Nettoexporteur von Walzstahlerzeugnissen, allerdings hat der Import seit den 80er Jahren stärker zugenommen als der Export. Im Jahr
2000 wurden in Deutschland etwa 19 Mio. t Walzstahlerzeugnisse eingeführt und etwa
23 Mio. t ausgeführt. Etwa 98 % aller Einfuhrerzeugnisse kamen aus Europa: 78 % aus
der EU. Auch 80 % aller ausgeführten Stahlerzeugnisse gingen nach Europa; der
größte außereuropäische Handelspartner waren die USA mit einem Anteil von etwa
7 %.
22
Abbildung 2.1-3:
Außenhandel Stahlerzeugnisse
60,00
Stahlproduktion
50,00
Mio. t
40,00
30,00
20,00
Export
Import
10,00
Jahre
00
99
20
19
97
98
19
96
19
19
94
95
19
93
19
92
19
19
90
91
19
89
19
88
19
19
86
87
19
19
84
85
19
83
19
19
81
82
19
19
19
79
78
19
19
77
76
19
19
75
74
19
19
80
Nettoexport
0,00
Außenhandel bis 1990 nur Westdeutschland
Abbildung 2.1-4 zeigt die Verwendung von Stahl nach Sektoren in Deutschland im Jahr
2000. Der Stahlverbrauch lag bei 36,6 Mio. t. Der Verbrauch in den einzelnen Sektoren
schließt dabei anfallende Fabrikationsreste mit ein. Den größten Anteil mit etwa 30 %
hatte der Straßenfahrzeugbau, gefolgt vom Bausektor mit insgesamt 23,5 %. Der Straßenfahrzeugbau umfasst dabei sowohl PKW, LKW, Zweiräder und Fahrräder.
Jährlich werden in Deutschland mehr als 700.000 t Weißblech als Verpackungsmaterial verwendet. Nicht nur Lebensmittel- und Getränkedosen werden aus Weißblech
hergestellt, sondern auch Kronenkorken und Vakuumverschlüsse sowie Spezialverpackungen für chemisch-technische Erzeugnisse. Insbesondere der Markt der Getränkedosen wird in Deutschland von Weißblech mit etwa 85 % dominiert. Tabelle 2.1-1 gibt
einen Überblick über die Weißblechverwendung nach Marktsegmenten im Jahr 2000.
Abbildung 2.1-4:
23
Stahlverwendung in Deutschland nach Sektoren, 2000
Stahleinsatz in Deutschland 2000 nach Sektoren und
durchschnittliche Produktlebensdauer
Metallware (EBM)
8,5% 1 - 15 a
Sonstige
10 - 20 a
8,5%
Bauhauptgewerbe
15,0%
50 - 70 a
Stahlbau
8,5%
Rohrwerke
11,0%
40 - 50 a
40 - 50 a
Schiffbau
1,0%
Maschinenbau
14,0%
30 - 40 a
Elektrotechnik
3,5%
10 - 25 a
Straßenfahrzeubau
30,0%
15 - 25 a
10 - 30 a
Quelle: Wirtschaftsvereinigung Stahl
Tabelle 2.1-1:
Quelle: IZW
Weißblechverwendung in Deutschland, 2000
Getränkedosen
29 %
206.000 t
Nahrungs- und Genussmittel
25 %
178.000 t
Chemisch-technische Verpackungen
22 %
156.000 t
Verschlüsse
12 %
85.000 t
Tiernahrung
9%
64.000 t
Sonstige
3%
21.000 t
Gesamt
100 %
710.000 t
24
2.1.3 Herstellverfahren
Die gesamte Prozesskette der heutigen Stahlherstellung – sowohl Oxygenstahl als
auch Elektrostahl – ist in der nachfolgenden Abbildung schematisch dargestellt. Die
einzelnen Prozesse werden im Folgenden näher beschrieben und bezüglich ihres
Energiebedarfs analysiert. Grundlage hierfür ist die Arbeit von Patel (1998). Ausführliche Untersuchungen zu Energieeffizienzpotenzialen bei der Stahlerzeugung finden
sich in Martin et al. (2000) sowie in Nill (2002).
Abbildung 2.1-5:
Schematischer Prozess der Stahlherstellung
Feinerze
Kohle
Elektrizität
Feinkoks (Grus)
Koksofen
Koksofen
Koksgrus
Koks
Eisenerz,
Pellets
Kalkstein
Sinteranlage
Sinteranlage
Kalkstein,
Dolomit
Dolomit,
Recyceltes
Material
Sinter
Gichtgas
Gekaufter
Stahlschrott
Gichtstaub
Hochofen
Hochofen
Schrott
Sauerstoff,
Brennstoff
Elektrizität
Schlacke
Roheisen
Zuschläge
Schrott/DRI
Elektrostahl
Elektrostahl
Sauerstoff
Oxygenstahl
Oxygenstahl
Zuschläge
Flüssiger Stahl
Schlacke zu Hochofen und Sinteranlage
Sekundärmetallurgie
Sekundärmetallurgie
Gießen
Gießen
Eigenschrott
Warmwalzwerk
Warmwalzwerk
Flacherzeugnisse:
Breitflachstahl,
Blech, Warmband
Langerzeugnisse:
Walzdraht,
Stäbe, Profile,
Betonstahl,
Rohre
Walzschlacke
Beizen
Beizen
Kaltwalzwerk
Kaltwalzwerk
Flacherzeugnisse:
Feinblech,
Kaltwalzband
Quelle: American Iron and Steel Institute
Langerzeugnisse:
Blankstahl, Draht,
Profile, Rohre
Walzschlacke
25
Die Ausweisung des Energieverbrauchs der verschiedenen Prozesse erfolgt zunächst
endenergetisch. Dazu wurde auf Fachliteratur sowie auf die von der amtlichen Statistik
bereitgestellten Daten zurückgegriffen (Stat. Bundesamt: FS 4, R. 8.1; BGS – Eh 200).
Die energetische Bewertung des eingesetzten Sauerstoffs erfolgt mit 0,24 kWhel/m3;
dies entspricht dem zur Herstellung benötigten Strom. Für die Bestimmung des Primärenergieaufwandes wird ein Bereitstellungsnutzungsgrad fossiler Brennstoffe von 90 %
und von elektrischer Energie von 38,5 % angenommen. Zur Berücksichtigung auskoppelbarer Energien in Form von Brenngasen, wie Gichtgas und Konvertergas, wird zwischen Brutto- und Nettoenergieverbrauch unterschieden. Dabei entspricht der Bruttoenergieverbrauch dem Gesamtenergieeinsatz, während sich der Nettoverbrauch aus
dem Bruttoenergieverbrauch abzüglich des spezifischen energetischen Outputs ergibt.
2.1.3.1 Roheisenerzeugung
2.1.3.1.1
Sinteranlage
Für die Roheisengewinnung werden die Eisenerze bei den Erzgruben zunächst aufbereitet, indem das Eisenoxid weitgehend von der Gangart (Verunreinigungen) getrennt
und im Eisengehalt angereichert wird. Die beiden wichtigsten Verfahren, um Feinerze
für den Einsatz im Hochofen stückig zu machen, sind das Sintern und das Pelletieren.
Ziel beider Verfahren ist es, die Erzkörner durch partielles Aufschmelzen und Wiedererstarren zu größeren Agglomeraten miteinander zu verbinden. Entscheidend für die
Auswahl des Verfahrens ist die bei der Aufbereitung anfallende Korngröße. Sinteranlagen sind meist unmittelbar den Hochofenwerken zugeordnet, während sich Pelletieranlagen in der Regel bei den Eisenerzgruben und an den Umschlagplätzen befinden.
Im Gegensatz zu den USA, wo das Pelletieren sehr weit verbreitet ist, kommt in
Deutschland zur Erzvorbereitung fast ausschließlich das Sintern zur Anwendung.
Für die Erzeugung einer Tonne Sinter werden zwischen 750 und 860 kg Erz eingesetzt. Zur Herstellung der Sintermischung wird dem Erz feingemahlener Koksgrus (50
bis 60 kg pro Tonne Sinter) zugegeben. Danach wird die Mischung in gleichmäßiger
Schichtdicke auf das Sinterband gegeben. Das Sinterband durchläuft einen Zündofen,
in dem die Oberfläche der Sintermischung auf ca. 1300 °C erhitzt wird. Gleichzeitig
wird von unten Luft durch die Sintermischung gesaugt. Dabei verbrennt der in der Mischung enthaltene Koksgrus, und die sogenannte Brennzone, in der Temperaturen
zwischen 1200 und 1400 °C herrschen, wandert von oben nach unten durch die Mischung. Nach dem Durchbrennen der Sintermischung wird der Sinterkuchen gebrochen und klassiert.
26
In Deutschland lag der durchschnittliche spezifische Endenergieverbrauch aller mit der
Sintererzeugung zusammenhängenden Anlagen im Jahr 2000 bei etwa 1,92 GJ je
Tonne Sinter (ohne Brennstoffe für Dampf). Dieser Wert setzt sich zusammen aus dem
Einsatz von Koksgrus (1,72 GJ/t Sinter), von Kokerei - und anderen Gasen (0,08 GJ/t
Sinter für Zündhaube und Haubenwärmung) und von elektrischer Energie für die mechanischen Prozesse des Mischens, Förderns, Siebens und der Gasreinigung (0,12
GJ/t Sinter). Damit ist der Großteil des Energiebedarfs auf den in die Sintermischung
eingesetzten Koksgrus zurückzuführen. Der Primärenergiebedarf für die Sinterherstellung ergibt sich zu 2,3 GJPrim/tSinter, dies entspricht 1,9 GJPrim/t Oxygenstahl.
2.1.3.1.2
Kokerei
Beim Prozess der Verkokung wird Steinkohle unter Sauerstoffabschluss bei 1000 bis
1300 °C entgast. Dabei entsteht Koks, der als Reduktionsmittel im Hochofenprozess
benötigt wird, und Kokereigas als Kuppelprodukt. Als Brennstoff für den Koksofen dient
Schwachgas, eine Mischung aus Gichtgas aus dem Hochofenprozess und gereinigtem
Kokereigas. Werden hingegen die Koksöfen nicht im Verbund mit einem Hochofen
betrieben, muss ausschließlich Kokereigas (Starkgas) eingesetzt werden. Zusätzlich
werden im Verfahren Wasser, Dampf und elektrische Energie eingesetzt. Die Mengen
der Rohstoffe, Brennstoffe sowie Nebenprodukte und Reststoffe sind im wesentlichen
von dem Anteil der flüchtigen Bestandteile in der Kohle abhängig. Tabelle 2.1-2 zeigt
die Stoff- und Energiebilanz einer Kokerei.
Tabelle 2.1-2:
Stoff- und Energiebilanz der Kokerei
[1 t Koks]
Ausgangsstoffe:
Kohle
Menge
Endenergie [GJ/t]
1250 - 1500 kg
37,2 - 44,7
Brennstoffe:
Schwachgas oder Starkgas
3,8 – 4,5
0,12 – 0,14
Elektrische Energie
Nebenprodukte:
Kokereigas
440 - 770 m³
7,2 – 12,2
Quelle: FfE (1999)
Der der Energieumwandlung zuzurechnende Anteil der Kokereien (Umwandlungsverluste) wurde bei der Bestimmung des Energiebedarfs der Oxygenstahlerzeugung im
Rahmen dieser Untersuchung jedoch nur implizit, und zwar durch die primärenergeti-
27
sche Bewertung der zur Roheisenerzeugung eingesetzten Energieträger (incl. Koks),
berücksichtigt.
2.1.3.1.3
Hochofen
Im Hochofen werden die in den Erzen enthaltenen Eisenoxide reduziert und zu flüssigem Roheisen geschmolzen. Der erforderliche Energiebedarf wird durch Vergasung
von fossilen Energieträgern mit erhitzter Luft aufgebracht. Dazu wird der Hochofen
schichtweise mit dem agglomerierten Eisenerz (überwiegend Sinter), Koks als Reduktionsmittel und Wärmelieferant sowie schlackebildenden Zuschlagstoffen (hauptsächlich Kalkstein) befüllt. Zu den Hochofenzusatzstoffen ist auch der eingeblasene Hochofenwind (Heißwind) zu rechnen, mit dem der Koks und die Ersatzreduktionsmittel
(Kohle, Öl und Altkunststoffe) vergast werden. Der pro Tonne Roheisen erforderlichen
Luftmenge von ca. 1100 m3 (i.N.) wurden im Jahr 2000 durchschnittlich 37,4 m3 (i.N.)
Sauerstoff zugesetzt. Der Sauerstoff des Eisenerzes wird durch dieses Reduktionsgas,
das durch die Vergasungsreaktion mit Heißluft und erhitztem Koks entsteht, abgebaut;
es bilden sich flüssiges Eisen und Schlacke.
Der Hochofen arbeitet nach dem Gegenstromprinzip, d. h. dass heißes Gas durch die
Beschichtungssäule nach oben strömt, während die Einsatzstoffe kontinuierlich nach
unten wandern und schließlich aufgeschmolzen werden. Am unteren Ende des Hochofenschachts wird der notwendige Heißwind (Luft) mit einer Temperatur von 1000 bis
1300 ºC durch sog. Blasformen eingeblasen (Abbildung 2.1-6). Die Erwärmung der Luft
auf diese Temperaturen erfolgt durch einen zur Hochofenanlage gehörenden Winderhitzer. In den Verbrennungszonen unmittelbar vor den Blasformen herrschen Temperaturen von ca. 2200 ºC, mit zunehmender Schachthöhe nimmt die Temperatur ab. Bei
Gastemperaturen oberhalb etwa 1000 ºC wird durch Reduktion des Eisenerzes aus
Kohlenmonoxid (CO) entstehendes Kohlendioxid (CO2) mit Kohlenstoff sofort wieder zu
CO umgesetzt (Boudouard-Reaktion), während letzterer Reaktionsschritt bei Schachttemperaturen unter 1000 ºC ausbleibt. Das aufsteigende Gas gibt seine Wärme an die
umgebende Schüttung ab und tritt als Gichtgas als Koppelprodukt der Roheisenerzeugung mit einer mittleren Temperatur zwischen 100 und 130 ºC aus der Beschickungsoberfläche aus.
Das Gichtgas hat in der Gaswirtschaft integrierter Hüttenwerke erhebliche Bedeutung.
Eingesetzt wird Gichtgas vorzugsweise für die Erwärmung des Windes in regenerativ
arbeitenden Winderhitzern, zur Windverdichtung, zur Unterfeuerung in Kokereien, in
den Zündofen von Sinteranlagen, für Heizzwecke in Stahlwerksanlagen und zur Prozessdampf- und Stromerzeugung in Kraftwerken. Der im Gichtgas enthaltene Gicht-
28
staub kann nach entsprechender Aufbereitung wieder dem Hochofenprozess zugeführt
werden.
Das Haupterzeugnis des Hochofens ist Roheisen, welches gekennzeichnet ist durch
hohe Kohlenstoffgehalte von etwa 4 bis 4,7 % und eine Reihe von Zusatzelementen
(P, S, Si, Mn), die teilweise unerwünscht sind und beim Frischen zu Stahl so weit wie
möglich verringert werden müssen. Gangartanteile und Zuschläge ergeben zusammen
die Schlacke, die nach entsprechender Aufbereitung wirtschaftlich verwertet werden
kann (z. B. Straßenbau, Betonbau). Optimierungspotenziale des Prozesse liegen in der
teilweisen Substitution des Kokses durch Schweröl und Kohlenstaub als Reduktionsmittel. Bei einer Substitution von 0,8 kg Koks durch 1 kg Kohle und einen Eintrag von
200 kg Kohlenstaub pro Tonne Roheisen wird eine Einsparung von 0,9 GJ/t Roheisen
für die Verfahren Kokerei-Sinteranlage-Hochofen geschätzt (FfE, 1999). Hochöfen
können aus physikalischen Gründen jedoch nicht ohne eine bestimmte Menge Koks
betrieben werden (Ameling, 2001).
Abbildung 2.1-6:
Querschnitt durch einen Hochofen
Quelle: Stahlfibel (1999)
29
Während der spezifische Bruttoendenergiebedarf des Hochofenprozesses, also die
Summe aller energetischen Inputs, im Jahr 2000 bei 20,8 GJ pro Tonne Roheisen lag,
betrug der Nettoendenergiebedarf nach Anrechnung der energetischen Outputs etwa
17,1 GJ/t. Bei einem Einsatz von etwa 900 kg Roheisen pro Tonne Stahl sind das 15,4
GJ/t. Der Energieinhalt des bei der Erzeugung von Roheisen anfallenden Gichtgases
schwankt zwischen 3,6 und 5,8 GJ/t Roheisen (FfE,1999).
Vom gesamten Bruttoendenergiebedarf wurden 14,4 GJ/t Roheisen als Koks, Kohle
und Öl in den Hochofen eingesetzt, die verbleibenden 6,4 GJ/t des Bruttoeinsatzes
entfielen auf den Winderhitzer und auf sonstige Anlagen wie Turbogebläse, Begichtungsanlage, Förder- und Wiegeeinrichtungen, Sauerstofferzeugung etc. Der mit Abstand größte Anteil des Einsatzes fossiler Energieträger ist dem Kokseinsatz (trocken)
mit etwa 10,8 GJ/t zuzuordnen. In Masseneinheiten entspricht dies einem Einsatz von
360 kg Koks pro Tonne Roheisen, hinzu kommen die Reduktionsmittel Kohle mit 81
kg/t, Öl mit 29 kg/t und Altkunststoffe mit 5 kg/t, so dass sich für das Jahr 2000 ein Gesamtbedarf an Reduktionsmitteln von 475 kg/t Roheisen ergibt. Dieser Wert schwankt
in Abhängigkeit von der jeweiligen Möllerzusammensetzung.
2.1.3.1.4
Alternative Roheisenerzeugungsverfahren
Neben der Roheisenerzeugung im Hochofen gibt es noch die Verfahren der Direktreduktion und der Schmelzreduktion, als Alternativen zur Koksmetallurgie über die Hochofenroute. Das Verfahren der Direktreduktion (zu Eisenschwamm als Input für die
Elektrostahlerzeugung) wird in Deutschland nur an einem Standort (Hamburg) betrieben. Schmelzreduktionsverfahren kommen hierzulande nicht zum Einsatz. An dieser
Stelle wird auf diese Verfahrensrouten nicht eingegangen und stattdessen auf die
reichhaltige Literatur verwiesen5.
Wenngleich die Perspektive dieser Verfahren von Experten unterschiedlich eingeschätzt wird, so besteht dennoch Einigkeit darüber, dass die überragende Bedeutung
des Hochofens für die Roheisenerzeugung in Deutschland noch lange erhalten bleiben
wird. Der kumulierte Energieaufwand zur Herstellung von Stahl über die Hochofenroute
ist nach heutigem Stand der Technik ebenfalls geringer als bei Direktreduktion oder
Schmelzreduktion.
5
oder auch auf die bereits erwähnte Diplomarbeit von Michael Ball, die im Rahmen dieses
Forschungsprojekts angefertigt wurde (Ball, 2002)
30
2.1.3.2 Stahlerzeugung im Konverter (Oxygenstahl)
Das aus dem Hochofen kommende Roheisen wird zunächst einer Entschwefelung
und/oder einer Entphosphorung bzw. Entsilicierung unterzogen. Auf diese Weise kann
der Ablauf der nachfolgenden Stahlerzeugung vereinfacht werden. Dabei werden durch
einen Oxidationsvorgang, das sog. Frischen, folgende Ziele angestrebt :
•
Senkung des im Roheisen gelösten Kohlenstoffgehaltes (ca. 4,5 %) auf Gehalte
entsprechend der jeweiligen Qualitätsanforderung
•
Weitestgehende Entfernung unerwünschter Begleitelemente wie Phosphor,
Schwefel, Mangan und Silizium
•
Einstellung vorgegebener Legierungszusammensetzungen (Zugabe von Legierungselementen)
Der für das Frischen benötigte Sauerstoff wird je nach Blastechnik über unterschiedlich
ausgeführte Lanzen eingeblasen. Die heutigen Blasstahlverfahren arbeiten praktisch
alle mit technisch reinem Sauerstoff. Der Frischprozess wird in einem mit Feuerfeststeinen ausgemauerten Gefäß durchgeführt, dem Konverter (s. Abbildung 2.1-7). In
diesen wird das flüssige Roheisen zusammen mit Schrott, Zuschlägen (Kalk, Kalkstein,
Bauxit, Eisenerz) sowie Legierungszusätzen (Ferrolegierungen, Desoxidationsmittel)
gegeben. Bei der stark exothermen Frischreaktion verbrennen die Roheisenbegleiter
unter Freisetzung erheblicher Wärmemengen. Im Reaktionszentrum entstehen dabei
Temperaturen von 2500 bis 3000 °C. Daher wird der Schmelze Schrott als Kühlmittel
zugesetzt. Die Zuschläge dienen, wie beim Roheisen, der Erzeugung einer reaktionsfähigen dünnflüssigen Schlacke, die unerwünschte Elemente aufnimmt.
Dem Blasstahlkonverter wird keine zusätzliche Energie zugeführt. Es kann also nur
soviel Schrott eingesetzt werden, wie durch die überschüssige Prozessenergie aufgeschmolzen werden kann. In Deutschland liegt der Schrotteinsatz im Konverter um die
20 %. In Ausnahmefällen können auch bis zu 25 % Schrott zugesetzt werden. Theoretisch ist es möglich, diesen Schrotteinsatz zu erhöhen. Dazu muss aber entweder der
Schrott vorgewärmt werden (Problem der Dioxinbildung) oder dem Konverter muss
über fossile Brennstoffe (z. B. Kohle) zusätzlich Energie zugeführt werden. In der
Praxis wird dies bisher nicht getan. Der Eigenschrottanteil am Schrotteinsatz im Oxygenstahlwerk liegt zwischen 60 und 80 %; der Rest wird als Altschrott zugesetzt.
Abbildung 2.1-7:
31
Schematische Darstellung Sauerstoffblasverfahren
Quelle: Patel (1998)
Nach dem Frischen wird der Stahl durch Kippen des Konverters abgegossen; die
Schmelze hat dann ungefähr eine Temperatur von 1650 °C. Der Stahl fließt durch das
Abstichloch in die Gießpfanne. Die auf dem Stahl schwimmende Schlacke bleibt während und nach dem Abstich im Konverter und fließt getrennt ab. Heute schließt sich an
den Frisch- oder Schmelzprozess in der Regel – sowohl bei Oxygenstahl als auch bei
Elektrostahl – eine Nachbehandlung des Stahls in der Pfanne an. Ziel dieser sog. Sekundärmetallurgie ist die Erhöhung der Qualität des Stahls sowie die Erhöhung der
Produktionsleistung der Frisch- und Schmelzaggregate durch Entlastung von metallurgischen Aufgaben. Hierzu zählen u. a. Legierungseinstellung, Entkohlung, Entschwefelung, Entgasung und Desoxidation.
Zu einem Blasstahlwerk gehören neben der Konverterhalle und der Gießhalle auch
umfangreiche Entstaubungsanlagen. Hier werden die großen Abgasmengen, bestehend aus Kohlenmonoxid und Kohlendioxid, aufgefangen, gekühlt und entstaubt. Zu
den Abgasen zählt auch das CO-reiche Konvertergas, ein weiteres gasförmiges Koppelprodukt, welches bei der Oxygenstahlerzeugung anfällt.
In Deutschland wurden im Jahr 2000 zur Erzeugung einer Tonne Oxygenstahl etwa
925 kg Roheisen, 220 kg Schrott und sonstige metallische Einsatzstoffe, 50 kg Kalk
und rund 50 m3 (i. N.) Sauerstoff eingesetzt. Der spezifische Endenergiebedarf bei der
Herstellung von Oxygenstahl betrug im Jahr 2000 0,31 GJ/t. Unter Berücksichtigung
des als Koppelprodukt anfallenden Konvertergases von 0,4 GJ/t liegt also ein Nettoexport an Endenergie vor (ca. -0,1 GJ/t).
32
2.1.3.3 Elektrostahlerzeugung
Im Jahr 2000 lag die Produktion von Elektrostahl aus Stahlschrott bei über 13 Mio.
Tonnen. Jede Tonne Schrott, die bei der Rohstahlerzeugung eingesetzt werden kann,
ersetzt ca. 1,5 t Eisenerz und ca. 0,5 t Koks, die dann nicht abgebaut und über weite
Strecken transportiert werden müssen. Die meisten Elektrostahlwerke, sog. Ministahlwerke, haben eine Jahreskapazität von weniger als 1 Mio. Tonnen.
Bei den Elektrostahl-Verfahren wird die notwendige Wärme durch elektrischen Strom
erzeugt. Der Elektrolichtbogenofen wird zur Stahlgewinnung durch Einschmelzen von
Stahlschrott eingesetzt. Er erzeugt die notwendige Wärme mit Hilfe eines Lichtbogens:
Drei Graphitelektroden (Drehstromofen) leiten den elektrischen Strom und bilden den
Lichtbogen zum metallischen Einsatz. Über einen Transformator muss aus einem
Strom hoher Spannung im öffentlichen Netz ein Strom niedriger Spannung (etwa 400
V) und hoher Stromstärke erzeugt werden. Der Elektrodenverbrauch liegt bei modernen Anlagen zwischen 1,3 und 1,7 kg je Tonne Stahl. Im Lichtbogen entstehen Temperaturen bis zu 3.500 °C. Diese hohen Temperaturen ermöglichen die Auflösung des
Schrotts, dessen Schmelztemperatur zwischen 1.450 und 1.500 °C liegt, sowie von
schwer schmelzbaren Legierungsanteilen, die im Sauerstoff-Blasverfahren in die
Schlacke übergehen würden und damit für den Stoffkreislauf verloren wären. Somit ist
der Elektrolichtbogenofen für die Erschmelzung aller legierten Stahlsorten, auch für
hochlegierte Stähle, besonders geeignet. Weitere Vorteile des Elektrolichtbogenofens
liegen in der Automatisierbarkeit, dem hohen Wirkungsgrad der Nutzung elektrischer
Energie sowie in den vergleichsweise niedrigen Investitionskosten.
Die Prozesse im Lichtbogenofen lassen sich in die Abschnitte Einsetzen (Chargieren)
und Einschmelzen untergliedern. Das Einsetzen umfasst, neben der Zugabe von
Schrott oder Eisenschwamm, auch das Einbringen von Erzen, Zuschlägen (Kalk,
Flussspat), Reduktionsmittel (Kohlenstoff) und Legierungselementen. Der Frischprozess beginnt mit dem Zünden des Lichtbogens. Ein zusätzliches Einblasen von Sauerstoff oder anderen Brennstoff-Gasgemischen beschleunigt die Einschmelzphase.
Die häufig im Rahmen der Verminderung des elektrischen Energiebedarfs aufgeführte
Maßnahme der Schrottvorwärmung mittels der Prozesswärme der Ofenabgase kommt
in Deutschland bisher nicht zur Anwendung. Der Grund hierfür liegt in den strengen
Umweltschutzauflagen in Deutschland und den hohen Schadstoffemissionen, die mit
der Schrottvorwärmung einhergehen. Insbesondere die Bildung von Dioxin stellt
schwerwiegende Probleme für die Umwelt dar. Zwar können Abgasreinigungsanlagen
installiert werden, unter Berücksichtigung der Investitionskosten von 20 bis 40 Mio. €
pro Anlage und deren Eigenenergiebedarf, erscheint die beabsichtigte Energieeinsparung jedoch ökonomisch wie ökologisch wenig sinnvoll.
33
Eine neuere Entwicklung ist der Gleichstromlichtbogenofen, der seit Ende der 80er
Jahre zunehmend Verbreitung findet. Der Ofen arbeitet mit nur einer Graphitelektrode
im Deckel und einer Bodenanode im Herd. Neben günstigeren Bedingungen beim Einschmelzen liegen der Elektrodenverbrauch sowie der Verbrauch von elektrischer Energie und Feuerfestmaterial niedriger als beim Drehstromofen. Auch können durch eine
größere Belastung der Graphitelektrode (bis zu 120 kA) kürzere Schmelzzeiten und
damit eine höhere Produktivität erreicht werden. Die elektrischen Netzrückwirkungen
sind geringer als beim Drehstromofen, wodurch sich dieser Ofentyp insbesondere dort
auszeichnet, wo schwache Versorgungsnetze für die elektrische Energie vorliegen. Die
Investitionskosten liegen insgesamt über denen des Drehstromofens. In Deutschland
stehen Gleichstromlichtbogenöfen und Drehstromöfen heute als gleichwertige Alternativen nebeneinander.
Pro Tonne Elektrostahl wurden im Jahr 2000 in Deutschland etwa 1.015 kg Schrott,
112 kg Roheisen und sonstige metallische Einsatzstoffe, 55 kg Kalk und etwa 33 m3
(i.N.) Sauerstoff eingesetzt. Der spezifische Endenergiebedarf des Elektrolichtbogenverfahrens lag bei etwa 2,3 GJ/t; davon entfielen 1,8 GJ/t auf den Stromeinsatz. Der
Gesamtprimärenergiebedarf für die Herstellung einer Tonne Elektrostahl lag im Jahr
2000 somit bei knapp 5,4 GJPrim/tElektrostahl. Der auf den Elektrodeneinsatz zurückzuführende Energieverbrauch ist darin nicht eingerechnet. Der Energiebedarf der Elektrostahlerzeugung ist u. a. von der Reinheit der eingesetzten Schrotte abhängig, da starke
Verunreinigungen zu höheren Einschmelzzeiten führen können.
Für eine Reihe von Stahlqualitäten reichen die konventionellen Elektrostahlverfahren
nicht aus. Für Stähle höchster Reinheit und spezieller Legierungszusammensetzung
(Edelstähle) wird ein Schmelzen oder Umschmelzen mit und ohne Vakuum in Induktionsöfen durchgeführt. Auf diese Sonderverfahren wird hier nicht näher eingegangen.
2.1.3.3.1
Problematik der Begleitelemente
Einige der Begleitelemente im Schrott sind im Hinblick auf die Werkstoffeigenschaften
der zu erzeugenden Stahlgüten schädlich. Dies sind insbesondere Schwefel, Kupfer,
Zinn, Arsen und Zink. An dieser Stelle sei vor allem die Kupfer- und Zinnproblematik
erwähnt.
Schon geringe Kupfergehalte im Stahl verschlechtern die Verformungseigenschaften
sowohl bei der Warmverformung als auch bei der weiteren Kaltverformung durch Tiefziehen oder Pressen. Bei der Warmverformung wird der Stahl brüchig (rotbrüchig) oder
rissig. Je stärker die Warmbeanspruchung beim Walzen oder Schmieden ist, um so
geringere Kupfergehalte reichen aus, diese Schädigung zu bewirken. Enthält der Stahl
34
zusätzlich zum Kupfer noch Zinn, kommt es zu einer erheblichen Verstärkung dieser
Rissanfälligkeit. Ähnlich schädlich wirken sich Antimon und Arsen aus.
Kupfer lässt sich aus einer Stahlschmelze nicht entfernen, weder durch Oxidation oder
Verschlackung noch durch Anbinden an andere Elemente, die dann über die Schlacke
abgeschieden werden. Beim Einsatz von Stahlschrott wird folglich auf möglichst geringe Kupfergehalte geachtet. Daher gilt es insbesondere, Gegenstände aus Kupfer
wie Kabel, Elektromotoren, Lagerschalen bei der Schrottsortierung zu entfernen. Laut
Birat (2000) wird die Schrottqualität insbesondere im Hinblick auf Kupfer bis zum Jahr
2010 nicht maßgeblich verbessert werden. Allerdings gehen die Aussagen diesbezüglich unter Experten weit auseinander. Der Gehalt an Kupfer in Langprodukten muss
weniger als 0,25 % betragen, bei Feinprodukten weniger als 0,04 %. Je nach Zusatz
von Roheisen oder sortenreinen Neuschrotten lassen sich die entsprechenden zulässigen Gehalte für Schrotte ableiten. Kupferhaltiger Schrott wird sehr häufig für Baustahl
verwendet. (BDSV, 1998)
Weißblech wird zum Schutz vor Korrosion mit einer dünnen Zinnauflage veredelt. Zinn
ist ebenso wie Kupfer nicht auf metallurgischem Weg aus dem Stahl zu entfernen und
bis heute gibt es keine industriellen Entzinnungsverfahren für Alt- oder Sammelschrott.
Die existierenden Verfahren sind lediglich für sauberen Weißblechschrott, d. h. Neuschrotte aus der Herstellung, anwendbar. Allerdings macht das Weißblech mit weniger
als 3 % am jährlichen Gesamtschrotteinsatz in der Stahlindustrie nur einen geringen
Teil aus.
Die Herstellung von Flachprodukten gestattet nur eine geringe Menge metallischer
Verunreinigungen im Stahl. Bei Flachstählen mit hohen Ansprüchen an die Tiefziehfähigkeit und die Oberflächengüte (z. B. Karosserieblech) sind bereits geringe Mengen
an Verunreinigungen nicht tolerierbar. Im Allgemeinen können Langprodukte hingegen
mehr Spurenelemente enthalten als Flachprodukte. Jedoch gibt es auch für Langprodukte hohe Anforderungen an den Reinheitsgrad vor allem bei Verwendung im Automobilbau, so z. B. bei Federstahl oder Stahldraht für die Reifenherstellung.
An dieser Stelle sei auf aktuelle Arbeiten anderer Arbeitsgruppen in diesem Zusammenhang hingewiesen: Im Rahmen eines vom Bundesministerium für Bildung und Forschung geförderten Vorhabens
unter Federführung der Fachhochschule Hamburg
wurden die mit Verwendung der Werkstoffgruppe der Metalle verbundenen Chancen
für ein nachhaltig zukunftsfähiges Wirtschaften und zugleich die Verringerung der
Probleme, die z. B. mit nicht optimaler Nutzung, mit dissipativen Verlusten, Verunreinigungen, Beschichtungen und Begleitstoffen bestehen, untersucht. Die Zusammenhänge, Ursachen und Konsequenzen der Verunreinigung des Stahlkreislaufs durch
Kupfer wurden dabei am Beispiel des Automobils untersucht, bei dessen Produktion,
35
wie erwähnt, sehr hohe Anforderungen an die Reinheit der verwendeten Stähle gestellt
werden, das andererseits jedoch bei der Entsorgung zu einem mengenrelevanten Eintrag von Kupfer in den Stahlkreislauf, z. B. über elektrische Ausstattungen führt (von
Gleich et al., 2002).
2.1.3.4 Strangguß
Nachdem der flüssige Stahl die Stufe der Sekundärmetallurgie durchlaufen und die
gewünschte Qualität erreicht hat, wird er in Gießpfannen zur Gießanlage transportiert.
Heute wird der zur Warmumformung durch Walzen bestimmte flüssige Stahl in aller
Regel kontinuierlich im Stranggussverfahren vergossen. Die Stranggießtechnik ersetzt
damit den früher üblichen Blockguss, d. h. die Produktionskette des Abgießens von
Stahl in Kokillen, des Aufheizens der Blöcke in Wärmöfen und des Auswalzens zu
Halbzeug.
Das Ausbringen von Walzprodukten je Tonne Flüssigstahl kann beim Stranggießen um
8 bis 10 % gesteigert werden, was beträchtliche Energieeinsparungen mit sich bringt.
Der Reinheitsgrad beim Strangguss ist infolge des Gießens unter Luftabschluss besser
als beim Blockguss. Die schnelle Erstarrung liefert ein seigerungsärmeres, homogenes
Gefüge. Darüber hinaus bietet die Stranggießtechnik Möglichkeiten zur Automation
und führt zu einer kontrollierten, gleichmäßigen Produktion.
Beim Stranggießen gelangt der flüssige Stahl aus der Gießpfanne über einen Zwischenbehälter mit regulierbarem Ausguss unter Luftabschluss in die kurze wassergekühlte Kupferkokille. Die Form der Kokille bestimmt die Form des Strangs. Die Kokille
wird in senkrechte Schwingungen versetzt, damit der Strang nicht an der Kokillenwand
anhaftet. Der in seiner Randzone erstarrte rotglühende Strang wird aus der Kokille gezogen und muss wegen seines flüssigen Kerns so lange mit Wasser gekühlt und allseits von Rollen abgestützt werden, bis er vollständig erstarrt ist. Nach der vollständigen Erstarrung wird der "endlose" Strang durch Schneidbrenner oder Scheren in Stücke geschnitten. Heutzutage können Gießgeschwindigkeiten von bis zu 6 m/min erreicht werden.
Querschnittsformen, die durch das Stranggießen erzeugt werden, sind rechteckig,
quadratisch, rund oder vieleckig; für Formstahl werden dem späteren Umriss angenäherte Vorprofile im Strang gegossen. Die Stranggussformate reichen bei Knüppel-Anlagen von 100 x 100 mm bis etwa 450 x 650 mm; Brammenanlagen erzeugen Formate
von maximal 300 x 2500 mm. Knüppel-Gießanlagen können bis zu 8 Stränge gleichzeitig vergießen, Brammenstranggießanlagen erzeugen maximal zwei Stränge gleichzeitig.
36
Der Anteil des Stranggießens von Stahl lag im Jahr 2000 in Deutschland bei 96 %,
weltweit bei etwa 85 %. Die Menge warmgewalzter Stahlerzeugnisse belief sich auf
knapp 39 Mio. t: davon waren 26 Mio. t Flacherzeugnisse und ungefähr 13 Mio. t
Langerzeugnisse. Der Primärenergiebedarf in den Warmwalzwerken liegt bei etwa 3,6
GJPrim/t (überwiegend für die Erzeugung des erforderlichen Stroms).
2.1.3.5 Herstellung von Walzerzeugnissen
Die endgültige Form und Abmessung erhält der Stahl in den Walzwerken. Hier werden
die gegossenen Brammen, Blöcke und Knüppel zu Halb- und Fertigerzeugnissen
(Flacherzeugnisse und Langerzeugnisse) weiterverarbeitet. Die Walzwerke sind jedoch
nicht notwendigerweise den Stahlwerken angehörend; häufig werden die Gießereiprodukte verkauft, um dann an anderer Stelle gewalzt zu werden. Walzwerke unterscheidet man in Warmwalzwerke, die von allen Walzprodukten durchlaufen werden, und in
Kaltwalzwerke, in denen vor allem Feinbleche hergestellt werden. Die meisten Langerzeugnisse (Walzdraht, Stäbe, Profile) sind nur warmgewalzt.
Warmwalzwerke gliedern sich im allgemeinen in die Bereiche Walzwerksofen, Walzstraße und Zurichtung (Adjustage). Die zur Formgebung durch Warmwalzen benötigte
Wärme wird in den Walzwerksöfen zugeführt. Hier werden die Blöcke, Brammen oder
Halbzeuge auf die erforderliche Temperatur erwärmt. Man unterscheidet zwischen
Kalt-, Warm- und Direkteinsatz. Beim Kalteinsatz werden auf Umgebungstemperatur
abgekühlte Vorbrammen im Walzwerksofen auf die Walztemperatur von 1100 bis
1250 °C erwärmt, während die Vorbrammen beim Warmeinsatz je nach den konkreten
betrieblichen Bedingungen mit Temperaturen von 400 bis 600 °C in den Walzwerksofen eingebracht und dort auf Walztemperatur erhitzt werden; beim Direkteinsatz
schließlich werden die Vorbrammen ohne Zwischenerwärmung (d. h. "in-line") direkt
aus der Stranggussanlage im Walzwerk eingesetzt.
Am Ende des Walzprozesses steht die Zurichtung. Hier werden die Erzeugnisse zur
Weiterverarbeitung oder zur Abgabe versandbereit gemacht. Die wichtigsten Arbeiten
in der Adjustage sind Zuschneiden, Richten, Qualitätsprüfung, Bündeln und Verpacken.
Für viele Anwendungen reichen die durch das Warmwalzen erzielten Querschnitte,
Oberflächengüten, Abmessungsgenauigkeiten und Abmessungen noch nicht aus.
Durch eine Kaltumformung werden die Oberfläche geglättet, hohe Maßgenauigkeit
erzielt, eine höhere Festigkeit erreicht und beliebig dünne Abmessungen (Feinbleche)
erzeugt. Der Anteil der Erzeugnisse aus Kaltwalzwerken lag in den letzten Jahren bei
etwa einem Drittel der gesamten Walzstahlerzeugnisse. Die wichtigsten Verfahren der
Kaltformgebung sind Kaltwalzen und Kaltziehen.
37
Das Kaltwalzen erfolgt in den Kaltwalzwerken: diese gliedern sich allgemein in die Bereiche Beize, Walzstraße, Wärmebehandlung und Zurichtung. Haupteinsatzgebiet des
Kaltwalzens von Stahl ist die Herstellung von Flacherzeugnissen, wie z. B. Tiefziehblech, nichtrostendes Blech und Weißblech (z. B. für Getränkedosen. Beim Kaltziehen
erhält der Stahl seine Form dadurch, dass er durch eine profilierte Öffnung hindurchgezogen wird. Derart werden meist Draht, Stangen und Rohre verarbeitet.
2.1.3.6 Endabmessungsnahes Gießen
Für die Herstellung von Flachprodukten sind seit Ende der 80er Jahre neue Verfahren
entwickelt worden, die als Endabmessungsnahes Gießen oder auch Gießwalzen bezeichnet werden. Die beiden wichtigsten Verfahren sind das Dünnbrammengießen
(Thin Slab Casting) und das (Dünn-)Bandgießen (Thin Strip Casting) (Abbildung 2.1-8).
Im Unterschied zum traditionellen Stranggießen handelt es sich bei diesen neuen Verfahren um vollständig kontinuierlich ablaufende Prozesse, deren energetischer Vorteil
im Wegfall der Wärmeöfen zum Wiederaufwärmen der gegossenen Brammen liegt.
Abbildung 2.1-8:
Überblick über moderne Gießwalzverfahren
Quelle: Stahlfibel (1999)
Daneben gibt es eine Reihe anderer Verfahrensentwicklungen zur Herstellung besonderer Stahlqualitäten, die ebenfalls auf dem Prinzip des Endabmessungsnahen Gießens beruhen, auf die hier jedoch nicht eingegangen werden soll (Ameling et al., 2001;
Alzetta, 2001).
38
2.1.3.7 Rolle der beiden Verfahrensrouten
Bezüglich der Produktpalette bestand in den letzten Jahren weltweit eine Arbeitsteilung
zwischen Oxygen- und Elektrostahlwerken. Im Jahr 2000 wurden in Deutschland etwa
33 Mio. t Oxygenstahl nach dem Sauerstoffblasverfahren und gut 13 Mio. t Elektrostahl
erzeugt. Damit betrug die Stahlproduktion über die Hochofenroute ungefähr das 2,5 fache der Elektrostahlerzeugung. Während in den Oxygenstahlwerken vor allem
Flacherzeugnisse wie Bleche und Bänder hergestellt wurden, produzierten Elektrostahlwerke fast ausschließlich Langerzeugnisse wie Drähte, Stäbe und Profile. Neben
dem beschränkten Einsatz von Schrott für die Herstellung von Flachprodukten aufgrund von Verunreinigungen, liegt ein weiterer Grund für besagte Aufteilung in der
technisch bedingten Größe der Warmwalzstrassen für Flacherzeugnisse. Diese Walzstraßen erfordern ein beträchtliches Investitionsvolumen und lassen sich erst ab einem
Jahresdurchsatz von 4 bis 5 Mio. t wirtschaftlich betreiben, wie es derzeit nur durch
integrierte Hüttenwerke möglich ist. Die Trennung zwischen Oxygen- und Elektrostahlwerken bezüglich ihrer Produktpalette wird jedoch mit zunehmendem Einsatz endabmessungsnaher Gießverfahren, die zu einem wesentlich geringeren Kapitalbedarf für
das Walzwerk führen, möglicherweise zum Teil aufgehoben werden können.
Hinsichtlich einer Ausweitung der Elektrostahlproduktion in Deutschland spielt die Entwicklung der Stahlschrottpreise, die Verfügbarkeit entsprechender Schrottqualitäten
sowie die Kapazität der Anlagen eine wichtige Rolle. Während integrierte Hüttenwerke
oft eine Jahreskapazität von mehreren Mio. t haben, liegt die von Elektrostahlwerken in
der Regel unter einer Mio. t. Eine merkliche Steigerung der Elektrostahlproduktion
kann also nur durch den Neubau von Elektrostahlwerken erreicht werden.
2.1.4 Recycling
Nachfolgend wird exemplarisch das Recycling von Stahl und Aluminium bezüglich der
Produktgruppen Altautos und Verkaufsverpackungen analysiert. Dabei erfolgt zunächst eine technologische Beschreibung der jeweiligen Recyclingprozesse; im Anschluss werden diese Prozesse energetisch und kostenmäßig bewertet.
Darauf aufbauend und unter Einbezug der geschätzten Energiemengen für Transporte
können dann der Energiebedarf und die Kosten bei der Rückgewinnung einer Einheit
Sekundärmaterial aus einem Produkt mit den jeweiligen Größen der Primärproduktion
verglichen werden. Hierdurch können sowohl noch bestehende Recyclingpotenziale als
auch Möglichkeiten zur energetischen und kostenmäßigen Optimierung der Prozesse
identifiziert werden.
39
Neben diesen produktspezifischen Recyclingprozessen wird auf den zukünftigen Altmaterialanfall insgesamt und die Perspektiven des Recyclings von Stahl unter energetischem Aspekt eingegangen.
In der Literatur finden sich zahlreiche Berechnungsmöglichkeiten und Definitionen von
Recyclinganteilen und Recyclingquoten, die oft in inkonsistenter Weise verwendet werden. Einen Überblick über die am häufigsten verwendeten Definitionen dieser Begriffe
gibt Anhang A1 zu dieser Studie (Definition von Recyclingquoten.)
2.1.4.1 Quantifizierungsansätze für den Energieaufwand des Recyclings
Stahl wird oft in Verbindung mit anderen metallischen oder nichtmetallischen Werkstoffen eingesetzt. Bei der Betrachtung von Recyclingprozessen, welche mehrere Produktfraktionen erzeugen oder miteinbeziehen, muss methodisch das Problem anteilsmäßigen Aufteilung der Energieaufwendungen auf die erzeugten Fraktionen. So muss
beispielsweise der Stromverbrauch beim Shreddern von Altautos anteilsmäßig den
Materialien Stahl, Aluminium und Kupfer sowie weiteren verwertbaren nichtmetallischen Fraktionen zugeordnet werden. Die im Folgenden dargestellten Möglichkeiten
dieser Allokation entsprechen auch der in Ökobilanzen angewandten Methodik.
Die Allokation kann je nach Schwerpunkt der Untersuchung massebezogen oder wertbezogen erfolgen. Eine weitere Möglichkeit eine Allokation vorzunehmen, besteht
darin, den spezifischen Weg einer Materialfraktion innerhalb einer Sortier- oder Aufbereitungsanlage nachzuvollziehen (wegbezogene Allokation). Dabei wird Fraktionen, die
in der Anlage nur einen relativ kurzen Weg zurücklegen und sehr früh aus dem Materialstrom ausscheiden ein entsprechend geringer Anteil am Energieverbrauch der Anlage zugeteilt (z. B. magnetisch heraussortierter Stahl), während Fraktionen, die die
Anlage erst sehr spät verlassen mit einem entsprechend höheren Energieaufwand beaufschlagt werden.
Da in der vorliegenden Arbeit der energetische bzw. technologische Aspekt des Recyclings im Vordergrund steht, wird eine massebezogene Allokation durchgeführt,
d. h., der Gesamtenergieverbrauch wird anteilsmäßig gemäß der Masse der einzelnen
Produktfraktionen zugeordnet. Dabei wird der Verbrauch aber nur auf diejenigen
Produktfraktionen aufgeteilt, die einer späteren Verwertung zugeführt werden.
Fraktionen wie z. B. Shredderleichtgut, die nicht weiter verwertet sondern deponiert
oder über Müllverbrennung entsorgt werden, gehören nicht hierzu. Dasselbe gilt für
nicht zugelassene Wertstoffe sowie Störstoffe und Unrat beim Transport von
Verpackungsmaterial des DSD. Beim Shreddern eines Altfahrzeugs wird der
Energieverbrauch für den Durchsatz einer Tonne Altauto also auf den Durchsatz einer
Tonne "verwertbares" Altauto bezogen. Aus energetischer Sicht schlägt sich ein hoher
40
Anteil an nichtverwertbaren Fraktionen somit in einem erhöhten Energieverbrauch für
die verwertbaren Fraktionen nieder. Bei einem solchem Ansatz werden allerdings die
verwertbaren Materialfraktionen alle mit demselben Energieverbrauch bewertet: für das
Shreddern von Altautos heißt dies, dass der spezifische Energiebedarf für die
Aufbereitung einer Tonne Stahl in einer gegebenen Anlage derselbe ist wie z. B. für die
Aufbereitung einer Tonne Aluminium in dieser Anlage.
Bei einer wegbezogenen Allokation erhält jede Material- oder Produktfraktion ihren
spezifischen Energieverbrauch. Für die Bestimmung des Energieverbrauchs der Sortieranlagen von Leichtverpackungen wurde exemplarisch von HTP der spezifische
Weg zur Sortierung der verschiedenen Produktfraktion nachvollzogen. Damit wurde für
jede Produktfraktion der spezifische Energiebedarf der Sortierung ermittelt. Bezüglich
Aufbereitungs- und Transportprozessen war eine solche Darstellung jedoch – weder
beim Altauto- noch beim Verpackungsrecycling – verfügbar
2.1.4.2 Qualität und Verfügbarkeit von Stahlschrott
Nachfolgend werden zunächst die verschiedenen Arten von Stahlschrott, seine Zusammensetzung und Aufbereitung erläutert. Auf den Anfall und die Aufbereitung von
legiertem Stahlschrott (Edelstahlschrott) wird aufgrund der vernachlässigbaren Mengen
nicht näher eingegangen. Im Anschluss werden Aussagen über die zukünftige Verfügbarkeit von Stahlschrott und die Perspektiven des Stahlrecyclings bis 2030 gemacht.
Der Recyclinganteil, also der Anteil von Stahlschrott an der Rohstahlerzeugung (Definition siehe Anhang A1) lag im Jahr 2000 bei 42 %. Der Einsatz von Stahlschrott bei
der Herstellung von Gusseisen ist hierbei unberücksichtigt. Laut BDSV liegen keine
produktspezifischen Quoten bezüglich des Recyclings von Stahl vor. Sofern ein Recycling stahlhaltiger Produkte vorgenommen wird, kann aber davon ausgegangen werden,
dass 85 bis 90 % des Stahlanteils wiedergewonnen werden. Dies ist nicht zuletzt auf
die magnetischen Eigenschaften von Stahl zurückzuführen, die den Stahl sehr leicht
von anderen Materialien separierbar machen.
Das Oxygenstahlverfahren arbeitet, wie bereits erwähnt, mit einem Schrotteinsatz von
etwa 20 %. Mit dem Elektrostahlverfahren wird Stahl auf der Grundlage eines
100 %igen Schrotteinsatzes produziert. Der Gesamtverbrauch an Stahlschrott in der
Produktion belief sich auf 24,6 Mio. t: davon wurden 19,4 Mio. t für die Rohstahlerzeugung eingesetzt (5,9 Mio. t für Oxygenstahl und 13,5 Mio. t. für Elektrostahl) sowie 5,2
Mio. t im Gießereibereich, d. h. für Eisen-, Stahl- und Temperguss. Gerade im Gießereibereich spielt der Rohstoff Stahlschrott eine große Rolle, da insbesondere fast alle
Gusseisensorten (2 bis 4 % C) ohne Roheisen erschmolzen werden können. Die Gießereiproduktion lag im Jahr 2000 bei etwa 3,8 Mio. t, wobei der Eisenguss sich auf 3,5
41
Mio. t belief; der Schrotteinsatz lag insgesamt bei etwa 87 %. Die Gießereiproduktion
verläuft dabei seit den 80er Jahren recht konstant.
Tabelle 2.1-3 stellt die Stahlschrottverwendung und den Stahlschrottanfall in Deutschland im Jahr 2000 gegenüber. In den Stahlwerken und Gießereien wurden insgesamt
24,6 Mio. t Schrott verwendet: davon waren 7,2 Mio. t Rücklaufschrotte und 17,4 Mio. t
entstammten dem Handel. Letzterer stammte wiederum zu etwa 80 % aus dem inländischen Aufkommen, 20 % wurden importiert. Das Schrottaufkommen in Deutschland
belief sich im Jahr 2000 unter Vernachlässigung des Außenhandels auf 28,0 Mio. t.
Dieses setzte sich zusammen aus dem Eigenentfall bzw. Kreislaufschrott in den Stahlwerken und Gießereien, dem Neuschrott, der in der stahlverarbeitenden Industrie anfällt und dem Altschrott, der aus nicht mehr verwendungsfähigen und ausgedienten
Verbrauchs- und Industriegütern stammt. Die Struktur des inländischen Schrottaufkommens hat sich seit den 80er Jahren in ihrer Zusammensetzung nicht wesentlich
geändert (Ewers, 2001).
Tabelle 2.1-3:
Stahlschrottverwendung und Stahlschrottanfall nach Sorten in
Deutschland, 2000
Stahlschrottverwendung
Rohstahl (Oxygen- und Elektrostahl)
19,4 Mio. t
Gießereien
5,2 Mio. t
Summe Produktion
Export
24,6 Mio. t
6,9 Mio. t
Gesamt
31,5 Mio. t
Herkunft des Schrottes
Neuschrott aus Verarbeitung
10,2 Mio. t
Altschrott
8,3 Mio. t
Eigenschrott der Stahl- und Walzwerke
5,0 Mio. t
Eigenschrott aus Gießereien
2,2 Mio. t
Sonstige inländische Schrottquellen
2,3 Mio. t
Summe Schrottanfall
Import
Gesamt
28,0 Mio. t
3,5 Mio. t
31,5 Mio. t
Quelle: WV Stahl
Der Altschrottanfall von derzeit knapp 30 % hängt hauptsächlich davon ab, in welchem
Zeitraum die jeweiligen Stahlerzeugnisse nach dem Gebrauch wieder zurückkommen.
Dabei ist Stahl mitunter mehrere Jahrzehnte in den Produkten gebunden. Dahingegen
fallen Kreislaufschrott und Neuschrott gleichzeitig mit der jeweiligen Rohstahl- und Fer-
42
tigstahlerzeugung an. Stahlneuschrott entsteht in der stahlverarbeitenden Industrie und
wird im allgemeinen nach der Verarbeitung des Stahlhalbzeugs, der Fertigprodukte
oder der Gussstücke den Stahlwerken und Gießereien direkt wieder zugeführt. Der
BDSV geht für die nächsten Jahre von einem Rückgang der Neuschrotte aus. Diese
Entwicklung wird zunehmend durch fertigungsgerechte Abmessungen der Walzerzeugnisse und durch eine bessere Materialnutzung bei der anschließenden Verarbeitung beeinflusst. Ebenso wird von einem Rückgang der Kreislaufschrotte ausgegangen. In demselben Masse jedoch wie der Anfall von Neu- und Kreislaufschrotten zurückgeht, wird der Altschrottbedarf zunehmen.
Betrachtet man ausschließlich den Altschrott, dann besteht dieser zu 70 bis 75 % aus
Maschinen- und Anlagenschrott, aus Schienen- und Eisenbahnmaterial sowie aus Abbruch- und Abwrackschrott. Zu Abbruchschrott zählen Objekte wie Hochöfen, Stahlwerksanlagen, Anlagen der Automobil- oder der Chemieindustrie, Brücken und Gebäude. Unter Abwracken versteht man die Gewinnung von Schrott aus stillgelegten
Schiffen.
Die deutsche Stahlschrottsortenliste umfasst 15 Schrottsorten. Neben Größenangaben
enthält sie Hinweise auf Schüttgewichte und Fe-Gehalte. Daneben gibt es seit 1995
auch eine Europäische Sortenliste. Diese unterscheidet grob die folgenden Sorten:
• Leichter Stahlaltschrott
• Schwerer Stahlaltschrott
• Schwerer Stahlneuschrott
• Leichter Stahlneuschrott
• Leichter Stahlneuschrott, verdichtet oder in festen Paketen
• Shredderschrott, zerkleinerter Stahlaltschrott
• Geshredderter Schrott aus der Müllverbrennung
• Kohlenstoffstahlspäne, homogen
• Kohlenstoffstahlspäne, gemischt
• Alter und neuer Stahlschrott, Betonstahl
• Alte und neue Maschinenteile
Abbildung 2.1-9 zeigt eine mögliche Entwicklung des Stahlverbrauchs und der anfallenden Schrottmenge bis 2030. Der Stahlverbrauch beschränkt sich dabei auf den Inlandsbedarf, der für die Produktfertigung benötigt wird. Aufgrund der schwierigen Vorhersagbarkeit von Import und Export wird davon ausgegangen, dass keine Veränderung des Außenhandels mit Neuprodukten stattfindet. Für die Sektoren Elektrotechnik, Maschinenbau, Verpackung sowie Stahlbau wird eine steigende Materialeffizienz
43
von 1 %/a angenommen. Bezüglich des Verbrauchs im Transportbereich wird ein Szenario Stahl-Leichtbau zugrunde gelegt (siehe hierzu die Ausführungen an anderer
Stelle zu verschiedenen Leichtbau-Optionen im Automobilbau). Bei der Abschätzung
des Stahlverbrauchs wurde ferner berücksichtigt, dass für geplante Offshore-Windparks, mit deren Bau im Jahr 2005 begonnen werden soll, etwa 12 Mio. t Stahl zusätzlich benötigt werden (Ameling, 2002). Generell jedoch wird der Stahlverbrauch in
Deutschland zurückgehen, wobei dieser Trend insbesondere durch Fortschritte in der
Materialforschung und einen dadurch bedingten spezifisch geringeren Werkstoffbedarf
begründet wird.
Der anfallende Stahlschrott wurde auf der Grundlage geschätzt, dass 30 % des Inlandsverbrauchs unmittelbar als Produktionsschrott (Neuschrott) anfallen, wobei ab
2001 eine Einsparung bei den Fertigungsresten von 0,4 %/a aufgrund einer verbesserten Produktionstechnologie angenommen wird. Die Erfassungsquote von Neuschrott liegt bei 95 %. Der Anfall von Kreislaufschrott in Walzwerken und Gießereien
bleibt unberücksichtigt. Bei den Berechnungen wurde ferner angenommen, dass alle
Produkte nach Ende ihrer Lebensdauer in Deutschland einer Verwertung zugeführt
werden; ein Import oder Export von Stahlschrott wird aufgrund der schwierigen Vorhersagbarkeit ebenfalls ausgeschlossen.
Abbildung 2.1-9:
Schätzung zu Stahlverbrauch und Schrottanfall in Deutschland bis
2030
45,0
40,0
35,0
Mio. t
30,0
25,0
20,0
15,0
10,0
5,0
0,0
1974
1978
1982
1986
Inlandsverbrauch
1990
1994
1998
2002
theoret. Schrottmenge
2006
2010
2014
anfallende Schrottmenge
2018
2022
2026
Neuschrott
Quelle: Ewers (2001); Statistisches Jahrbuch der Stahlindustrie; eigene Schätzungen
2030
44
Wie Abbildung 2.1-9 verdeutlicht, wird voraussichtlich ab dem Jahr 2020 die theoretisch anfallende Schrottmenge erstmals den inländischen Stahlverbrauch übersteigen.
Weil der Großteil des Stahls in sehr langlebigen Produkten gespeichert ist, erfolgt der
Anfall des Stahlschrotts im Durchschnitt nach mehr als 30 Jahren. Ein merklicher Anstieg der Altschrottmenge erfolgt ab Mitte der 1990er Jahre, beginnend mit unter 30 %
und zunehmend auf gut 60 % der produzierten Rohstahlmenge im Jahr 2030. Der Einfluss rechnerisch unterstellter verkürzter Lebensdauern auf den Schrottanfall wird
durch die gestrichelte Linie wiedergegeben.
Unter den Annahmen zur gesamtwirtschaftlichen Entwicklung (Referenz-Szenario)
wurde für das IKARUS-Projekt mit dem MIS-Modell eine denkbare Entwicklung der
Wirtschaftsstruktur abgeleitet (Jochem/Mannsbart, 2002). Die für die vorliegende Studie aufbereiteten Ergebnisse bis zum Jahr 2030 dieser Vorausschau sind in Anhang
A2 dieses Berichts dargestellt. Danach ist mit einem Rückgang der Rohstahlproduktion
von derzeit (2000) gut 46 Mio. t auf gut 41 Mio. t im Jahr 2030 zu rechnen. Selbst bei
Annahme des in der genannten Abschätzung unterstellten Anstiegs der Elektrostahlerzeugung bis zum Jahr 2030 auf 18,6 Mio. t/a und damit einen Anteil von 45 % an der
gesamten Rohstahlerzeugung wird der anfallende Stahlschrott um zwei Drittel über
dem inländischen Bedarf an Elektrostahl liegen. Es wird also zumindest quantitativ ein
Überangebot an Stahlschrott vorliegen und der Bedarf an Elektrostahl dürfte aus dem
inländischen Schrottangebot gedeckt werden können. Deutschland, heute nach den
USA der weltweit zweitgrößte Exporteur von Stahlschrott, wird gemäß diesen Annahmen weiterhin Exporteur bleiben. Zu erwähnen ist aber, dass der qualitativ bessere
und einfacher zu erfassende Eigenschrottanfall in der Stahlindustrie ebenso wie der
Neuschrottanfall der verarbeitenden Industrie durch vielfältige Verfahrensverbesserungen weniger wurde und demgemäß verstärkt auf Altschrotte gesetzt werden muss (vgl.
Ameling, 2000).
45
Abbildung 2.1-10: Entwicklung zum Anfall von Stahlaltschrott nach Verbrauchssektoren
25,0
Altschrottanfall Stahl in Mio. t
20,0
Sonstige
Weißblech
Rohrbau
Schiffbau
Elektro
Transport
Maschbau
Stahlbau
Bauhauptgewerbe
15,0
10,0
5,0
0,0
1991
2000
2010
2020
2030
Quelle: Ewers (2001); Statistisches Jahrbuch der Stahlindustrie; eigene Schätzungen
Der Beitrag der verschiedenen Verbrauchssektoren zum Altschrottanfall wurde im
Rahmen der bereits mehrfach zitierten Diplomarbeit von Ball (2002) abgeschätzt und
lässt sich Abbildung 2.1-10 entnehmen. Die jeweils rechnerisch zugrundegelegten Lebensdauern sind in Tabelle 2.1-4 angegeben.
Tabelle 2.1-4:
Durchschnittliche Lebensdauer von Stahlprodukten
Bauhauptgewerbe
60 Jahre
Stahlbau
50 Jahre
Maschinenbau
20 Jahre
Transport (Fahrzeugbau)
11 Jahre
Transport (Rest)
30 Jahre
Elektrotechnik
18 Jahre
Schiffbau
40 Jahre
Rohrbau
50 Jahre
Weißblech
1 Jahr
EBM
15 Jahre
Sonstige
20 Jahre
Quelle: Ewers (2001); eigene Schätzungen
46
2.1.4.3 Fallbeispiel Altautorecycling
Der Straßenfahrzeugbau hat mit knapp 30 % den größten Anteil am Stahlverbrauch in
Deutschland. Die Jahresproduktion an PKWs in Deutschland beläuft sich heute auf
über 5 Millionen. Die Zahl der Löschungen liegt bei über 2 Millionen, nachdem 1998 ein
Maximum von rund 3 Millionen erreicht worden war. Abbildung 2.1-11 zeigt die zeitliche
Entwicklung der Produktion und der Löschungen von PKWs seit 1990.
Abbildung 2.1-11: Entwicklung der Produktion und der Löschungen von PKWs
6,0
5,0
Anzahl in Mio.
4,0
3,0
2,0
1,0
0,0
1990
1991
1992
1993
1994
1995
Löschungen
1996
1997
1998
1999
2000
Produktion
Quelle: Kraftfahrt-Bundesamt; Verband der Automobilindustrie e.V.
Die durchschnittliche Lebensdauer der heutigen Altfahrzeuge liegt zwischen 11 und 12
Jahren. Während sie Ende der 80er Jahre bei etwa 13 Jahren lag, belief sie sich 1975
auf knapp 10 Jahre (Verkehr in Zahlen 2001/2002).
Im Folgenden werden der heutige Stand und die Perspektiven des Altautorecyclings in
Deutschland untersucht. Hierbei wird schwerpunktmäßig das Recycling des Anteils von
Stahl im Automobil untersucht. Da die Ergebnisse der Untersuchung der einzelnen
Prozeßschritte des Recyclings (Demontage, Shreddern etc.) in die an anderer Stelle
durchgeführte Analyse verschiedener Leichtbauoptionen im Automobilbau einflossen
(siehe Kapitel "Energetische Bewertung von Leichtbaustrategien im Automobilsektor"),
wird hier teilweise auch auf Aspekte des Aluminiumrecyclings eingegangen. Viele Details hierzu finden sich in der bereits mehrfach zitierten Arbeit von Ball (2002). Ausführlich dargestellt ist in diesem Abschnitt lediglich die energetische Bewertung des Alumi-
47
niumrecyclings, soweit die genannten Prozeßschritte im Bereich des Automobilrecyclings bis zur Abgabe an die Aluminiumhütte betroffen sind.
Gegenstand der Untersuchung sind Personenkraftwagen der Fahrzeugklasse M1, womit der überwiegende Teil aller Kraftfahrzeuge erfasst wird. Zunächst wird ein kurzer
Überblick über die Entwicklung der Materialzusammensetzung im Fahrzeug gegeben.
Anschließend wird auf die Problematik des Exports von Altautos und Altkarossen sowie
die Schwierigkeiten bei der Bestimmung der Menge der in Deutschland recycelten
Fahrzeuge eingegangen. In den nachfolgenden Abschnitten wird die Demontage von
Altfahrzeugen und die Aufbereitung von Stahl und Aluminium beschrieben. Danach
wird das Altautorecycling energetisch und ökonomisch bewertet. Anschließend werden
die Problematik bei der Entsorgung von Shredderrückständen und die Auswirkungen
der EU-Altfahrzeugrichtlinie auf das Altautorecycling diskutiert. An anderer Stelle (Kapitel "Energetische Bewertung von Leichtbaustrategien im Automobilsektor") wurden
darauf aufbauend mit Hilfe eines System Dynamics Ansatzes verschiedene Szenarien
bezüglich der Materialzusammensetzung der Fahrzeuge bis 2030 entwickelt und im
Hinblick auf Recyclingmöglichkeiten und Energieverbrauch untersucht.
2.1.4.3.1
Materialzusammensetzung
Bezüglich der Materialzusammensetzung im Fahrzeug konkurrieren mehrere Werkstoffe miteinander. Die Angaben in der Fachliteratur hinsichtlich der Einsatzmengen im
PKW unterliegen dabei gewissen Schwankungen. Die Unterschiede kommen hauptsächlich durch unterschiedliche Auswahl der Referenzfahrzeuge und des Bezugszeitpunktes zustande. Im Folgenden handelt es sich daher um Durchschnittswerte, bezüglich derer die meisten Quellen übereinstimmten. Wie Abbildung 2.1-12 verdeutlicht, hat
sich der Werkstoffeinsatz im Neufahrzeug in den letzten 25 Jahren zu Gunsten von
Aluminium verschoben, während der Stahleinsatz verhältnismäßig zurückgegangen ist.
Während 1975 der Aluminiumanteil im Fahrzeug – bezogen auf das Leergewicht – bei
etwa 3 Gew.- % und der Stahlanteil bei etwa 75 Gew.- % lagen, beläuft sich der durchschnittliche Aluminiumanteil heute auf etwa 8 Gew.- %, der Stahlanteil auf 59 Gew.- %.
Ebenso hat der Kunststoffanteil von 6 Gew.- % auf 14 Gew.- % zugenommen. Die Anteile der Fraktionen Elastomere/Rest (Reifen, Glas, Holzfaserstoffe, Textilien, Lacke
etc.) und sonstige NE-Metalle (Kupfer, Zink, Edelmetalle) haben über den betrachteten
Zeitraum nur geringfügig zugenommen. Zudem ist im selben Zeitraum das durchschnittliche Leergewicht von Neufahrzeugen durch zunehmenden Einsatz von Komfortund Sicherheitsausstattungen von 900 kg auf heute 1120 kg gestiegen.
48
Abbildung 2.1-12: Entwicklung von Werkstoffeinsatz und Leergewicht im Neufahrzeug
100%
80%
900 kg
4%
900 kg
4%
960 kg
4%
980 kg
4%
1.040 kg
4%
1.120 kg
5%
12%
13%
13%
13%
14%
14%
8%
10%
12%
6%
3%
4%
5%
5%
13%
6%
8%
Gew.-%
60%
14%
40%
75%
71%
68%
66%
63%
59%
20%
0%
1975
1980
Stahl
1985
Aluminium
Kunststoff
1990
Elastomere/Rest
1995
2000
Sonstige NE-Metalle
Quelle: Wolf, S. (1997); Verband der Kunststofferzeugenden Industrie e.V.
2.1.4.3.2
Altautoaufkommen
Die Anzahl der verwerteten Altautos – das "Altautoaufkommen" – wird in Deutschland
statistisch nicht erfasst. Zwar sind anerkannte Verwertungsbetriebe verpflichtet, in ihrem Betriebstagebuch die Anzahl der verwerteten Altautos aufzuzeichnen, allerdings
sind sie nicht verpflichtet, diese Informationen an eine zentrale Erfassungsstelle weiterzuleiten. Vom Kraftfahrtbundesamt wird lediglich die Anzahl der PKW-Löschungen
ermittelt, die in den letzten Jahren im Durchschnitt bei 3 Millionen lag. Die Anzahl der
Löschungen entspricht jedoch nicht der Anzahl der Altautos; sie entspricht lediglich der
theoretischen Obergrenze des Altautoaufkommens, da praktisch kein nennenswerter
Import von im Ausland gelöschten PKWs zur Verwertung nach Deutschland erfolgt.
Das eigentliche Aufkommen der zum Recycling anstehenden Altfahrzeuge wird von
ARGE (2000) aufgrund empirischer Erhebungen bei Shredderbetrieben derzeit auf 1,3
bis 1,5 Millionen pro Jahr geschätzt. Diese Menge ergibt sich rechnerisch aus der Zahl
der in deutschen Shredderanlagen aufbereiteten Restkarossen sowie der im benachbarten Ausland in Shredderanlagen aufbereiteten Restkarossen aus Deutschland.
Eine weitere Möglichkeit das Altautoaufkommen zu schätzen, besteht darin, von der
Menge der zu beseitigenden Shredderleichtfraktion auf die Anzahl der verwerteten
Autos zurückzuschließen. Zwar sind sich die meisten Autoren darin einig, dass die zu
49
beseitigende Shredderleichtfraktion derzeit zwischen 15 und 22 Gew.- % eines Altautos ausmacht (140 bis 210 kg pro Auto), über die eigentliche Höhe der Shredderrückstände, die bei der Aufbereitung von Restkarossen anfallen, gehen die Angaben jedoch weit auseinander. ARGE geht von 140.00 bis 170.000 t pro Jahr aus, der BDSV
(1998) von etwa 350.000 bis 400.000 t. Bei diesen Zahlen handelt es sich um Schätzungen bzw. Stichproben bei Shredderbetrieben. Folglich liegt auch das so ermittelte
Altautoaufkommen weit auseinander.
Ein prinzipielles Problem der Altautoverwertung in Deutschland ist der Export von Altautos und Altkarossen. Dabei gehen die Schätzungen über die eigentlichen Exportmengen ebenfalls weit auseinander. Zwar wird die Anzahl der exportierten Altautos
vom Statistischen Bundesamt erhoben, ob ein Export erfasst wird, hängt aber davon
ab, ob dieser nach Staaten innerhalb oder außerhalb der EU erfolgt. Bei Exporten innerhalb der EU ist zunächst danach zu unterscheiden, ob es sich um gewerbliche oder
private Exporte handelt. Gewerbliche Exporte unterliegen erst dann der statistischen
Meldepflicht, wenn der betreffende Exporteur im Vorjahr Waren im Wert von über
100.000 € exportiert hat. Private Exporte sind von der Meldepflicht ausgenommen.
Bei Exporten in Staaten außerhalb der EU unterliegen exportierende Unternehmen und
Privatpersonen gleichermaßen der Meldepflicht. Eine Erfassung exportierter Gebrauchtfahrzeuge erfolgt aber erst ab einem statistischen Warenwert von 800 €. Wird
dieser Warenwert unterschritten und wiegt das Fahrzeug weniger als 1.000 kg, entfällt
die Meldepflicht. Somit erfasst die Exportstatistik nur relativ hochwertige Fahrzeuge im
oberen Gewichtsbereich und kann folglich auch nicht zur Schätzung des tatsächlichen
Altautoaufkommens in Deutschland herangezogen werden. So lag die registrierte Anzahl exportierter Gebrauchtfahrzeuge 1998 bei nur etwa 6 % des Löschungsaufkommens. Altautos, die in Staaten außerhalb der EU exportiert werden, gehen meist nach
Osteuropa oder Nahost. Es handelt sich dabei um Fahrzeuge, die in Deutschland stillgelegt werden, in anderen Ländern jedoch noch problemlos einige Jahre betrieben
werden können. Der Verkäufer muss der Zulassungsstelle lediglich eine Verbleibserklärung vorlegen, die sich auch auf eine Adresse im Ausland beziehen kann. Was mit
dem Fahrzeug dann weiter geschieht, ob es beispielsweise nach der Stillegung recycelt wird, entzieht sich der Kenntnis der deutschen Behörden. (ARGE)
Ein weiterer Exportstrom ist der von Altkarossen, die nach der Demontage in den Verwertungsbetrieben oft an Shredderbetriebe im benachbarten Ausland verkauft werden,
die einen höheren Preis zahlen können als inländische Shredderbetriebe. Seit einigen
Jahren nämlich besteht bezüglich der Behandlung und Entsorgung von Shredderrückständen ein starkes Gefälle in den Entsorgungskosten zwischen Deutschland und dem
europäischen Ausland (BDSV). Somit besteht aus Sicht der Verwerterbetriebe ein öko-
50
nomischer Anreiz für einen (rechtlich zulässigen) Export von Restkarossen. Laut ARGE
gelangten 1999 in die nach Altauto-Verordnung anerkannten Shredderanlagen in
Frankreich, den Beneluxländern sowie Italien, Österreich und Schweiz insgesamt etwa
450.000 Restkarossen aus Deutschland. Wegen der Entsorgungskosten werden praktisch keine Altkarossen importiert
Den Erhebungen von ARGE zufolge werden von den jährlich knapp 3 Millionen in
Deutschland gelöschten Fahrzeugen etwa 850.000 einer inländischen Verwertung und
450.000 einer Verwertung im benachbarten Ausland zugeführt. Es ergibt sich somit
eine Dunkelziffer von rund 1,5 Millionen Altautos. Zwar kann davon ausgegangen werden, dass ein gewisser Teil der gelöschten Fahrzeuge nur vorübergehend stillgelegt
wird, der Großteil aber wird durch nicht erfasste Exporte, die durch den privaten Gebrauchtwagenverkauf zustande kommen, einer Verwertung in Deutschland entzogen.
Dabei lässt sich nicht sagen, wie viele dieser Autos in Form von Gebrauchtwagen und
wie viele als Altkarossen exportiert werden. Nach ARGE ergäbe sich eine Exportquote
gelöschter Fahrzeuge von etwa 70 %.
Andere Autoren (BDSV; Teschers et al., 1999) sprechen von einer Exportquote von
etwa 50 %, wobei 25 % auf Altautos und 25 % auf Altkarossen entfallen. Der BDSV
geht ferner davon aus, dass nur etwa 85 % der im Inland verschrotteten Altfahrzeuge
Shredderbetrieben zugeführt werden, die restlichen 15 % werden in Scheren und
Pressen verwertet. Zudem liegen keine Schätzungen darüber vor, wie viele Altautos in
nicht-zertifizierten Shredderanlagen verwertet werden. Aufgrund dieser Tatsachen und
aufgrund des Anteils der nur vorübergehend stillgelegten Fahrzeuge wird für die weiteren Betrachtungen eine Exportquote von 60 % der heute gelöschten Fahrzeuge angenommen. In den Jahren 1990 und 1992 lagen die Exportquoten bei 10 % bzw. 20 %
(BDSV; Püchert et al., 1994).
2.1.4.3.3
Recyclingschritte und deren Kosten
Altautos können in Deutschland über drei verschiedene Wege in den Recyclingkreislauf gelangen: etwa 80 bis 85 % der Autos werden über ein Netz von Annahmestellen
und Altautoverwertern entsorgt, 10 bis 15 % gelangen zu Schrotthändlern und die restlichen 5 % werden direkt an Shredderbetriebe geliefert. Die Fahrzeuge, die an Verwerterbetriebe geliefert werden, stammen etwa hälftig von Privatkunden und hälftig von
Kfz-Werkstätten. Derzeit gibt es in Deutschland zwischen 1.100 und 1.400 (ARGE,
2000) Verwerterbetriebe. Die Fahrzeuge, die nicht direkt zu den Shredderbetrieben
gelangen (etwa 95 %), werden von den Verwertungsbetrieben und Schrotthändlern
zunächst trockengelegt. Ferner werden wirtschaftlich verwertbare Teile aus dem Auto
demontiert, um dann als Ersatzteile wiederverkauft zu werden. Eine gesicherte Quanti-
51
fizierung der mit der Demontage verbundenen Materialflüsse ist aufgrund der heterogenen Struktur der Altautoverwerter nicht möglich.
Die Trockenlegung dient dazu, die Fahrzeuge von wassergefährdenden Betriebsflüssigkeiten (Kraftstoffe, Motor- und Getriebeöle, Brems- und Kühlflüssigkeit etc.) zu befreien. Außerdem ist die Trockenlegung in den meisten Fällen eine Vorraussetzung für
die Annahme von Altautos durch Shredderbetriebe, die damit den Eintrag von Schadstoffen in die Shredderrückstände vermeiden wollen. In der Praxis wird die Trockenlegung jedoch nur unvollständig durchgeführt. Zur durchschnittlichen Trockenlegungspraxis sowie zu den entnommenen Mengen gibt es aufgrund der äußerst heterogenen
Struktur der Altautoverwerter keine gesicherten Zahlen. Lediglich bei den direkt von
den Shredderbetrieben angenommenen Fahrzeugen kann nicht von einer Trockenlegung bzw. Demontage ausgegangen werden, da in der Regel die erforderliche Ausrüstung fehlt.
Bei der nachfolgenden Vordemontage der Altfahrzeuge werden die Reifen, der Katalysator und die Batterie entfernt. Ebenso werden praktisch immer Aluminiumfelgen demontiert, die dann direkt an die Schmelzhütten verkauft werden können. Etwa 60 % der
Altfahrzeuge gelangt nach der Vordemontage in die Volldemontage. Hier werden Teile,
für die ein Potenzial zur Aufbereitung und Weiterverwendung sowie ein regelmäßiger
Bedarf besteht, von den Autoverwertern demontiert und Privatkunden als Ersatzteile
angeboten.
Bei einem Durchschnittsgewicht der Altautos von 900 kg (ARGE) ergibt sich bei der
Teildemontage ein Gewicht der Restkarosse von 800 kg, bei der Volldemontage von
530 kg; im Durchschnitt entspricht dies einem Gewicht der Restkarosse von 640 kg
nach Trockenlegung und Demontage. Die Restkarosse wird vor dem Transport zur
Shredderanlage in der Regel in einer Hydraulikpresse verdichtet, um das Transportvolumen zu verringern und den Energiebedarf für das Shreddern zu erniedrigen.
Tabelle 2.1-5 stellt die bei Teildemontage und Volldemontage pro Altauto anfallenden
Kosten gegenüber. Eine detaillierte Darstellung der Berechnungen inkl. Transportkosten findet sich bei Ball (2002). Es wird davon ausgegangen, dass ein Verwerterbetrieb
im Jahr durchschnittlich etwa 2.300 Altautos verwertet (Paßvoß, 2000).
52
Tabelle 2.1-5:
Kostenanalyse Demontagebetriebe
[€] Teildemontage
Volldemontage
Fixkosten
104.250
1.485.000
Variable Kosten
181.597
401.437
Betriebskosten
285.847
1.886.437
Kalk. Kosten (5 %)
14.292
94.322
Summe Kosten
300.139
1.980.759
2.300
2.300
131
865
Durchsatz [PKW/a]
Spez. Kosten [€/PKW]
Quelle: Püchert (1994); Wolf, S.(2000); eigene Berechnungen
Die Kosten bei der Volldemontage liegen also um knapp das siebenfache über denen
der Teildemontage. Es wird deutlich, dass sich eine Volldemontage insbesondere für
kleinere Verwerterbetriebe derzeit wirtschaftlich nicht rechnet. Zwar muss der Letztbesitzer eines Fahrzeugs bis zu 150 € für dessen Verwertung bezahlen, es bleibt jedoch
unklar, inwiefern die zusätzlichen Kosten bei der Volldemontage durch den Verkauf der
demontierten Fahrzeugteile kompensiert werden.
Sowohl teildemontierte als auch volldemontierte Karosserien, Kühler und Antriebsstränge werden von den Verwertungsbetrieben an Shredderbetriebe weitergeleitet, um
die unterschiedlichen Materialien aufzuschließen und die Metallanteile zurückzugewinnen. Eine Shredderanlage besteht dabei aus den Komponenten Hammermühle, Entstaubung, Windsichtung und Magnetscheidung. Die nachfolgenden Darstellungen sind
hauptsächlich Wolf, S. (2000) entnommen. (Vgl. auch Abbildung 2.1-13.)
Das Vormaterial wird zunächst über ein Förderband zur Hammermühle, dem eigentlichen Shredder, transportiert. In der Hammermühle findet eine Zerkleinerung des Materials auf Stückgrößen von 5 bis 150 mm statt, wodurch ein weitgehender Aufschluss
erfolgt. Ein Gebläse sorgt für eine ständige Absaugung der Luft aus dem Shreddergehäuse und entfernt dadurch feine Partikel. Nach dem Aufschluss wird das zerkleinerte
Gut einem Windsichter zugeführt, in welchem leichte Materialien wie Textilien, Kunststoffe, Papier, Leder etc. als sog. Shredderleichtfraktion (SLF) abgetrennt werden. Dieses Shredderleichtgut wird derzeit in Deutschland praktisch vollständig auf Hausmülldeponien abgelagert. Ihr Anteil macht zwischen 15 und 22 Gew.- % eines Altautos aus
(ARGE; Wolf, S.; Paßvoß; 2000), wobei dieser Wert wesentlich vom Grad der Demontage abhängt. Dies entspricht je nach Durchschnittsgewicht einer Menge von 140 bis
210 kg pro Altfahrzeug. Nach der Windsichtung erfolgt eine Magnetscheidung, in welcher die Eisen- und Stahlfraktion gewonnen wird, das Hauptprodukt des Shredderpro-
53
zesses. Der Anteil dieser Produktfraktion am Output liegt zwischen 70 und 75 Gew.- %.
Der Stahlschrott wird anschließend an Stahlwerke weiterverkauft. Nach der Magnetscheidung verbleibt ein nicht flugfähiger, unmagnetischer Rest, die sog. Shredderschwerfraktion, welche mit einer Menge von etwa 5 bis 6 Gew.- % am Output beteiligt
ist. In ihr befinden sich etwa 40 bis 45 % NE-Metalle wie Aluminium, Kupfer, Zink und
Magnesium sowie 55 bis 60 % schwere nichtmetallische Bestandteile wie Holz, Gummi
und Kunststoffe. Um die Nichtmetalle von den Metallen und die Metalle untereinander
zu trennen, wird die Schwimm-Sink-Aufbereitung eingesetzt. Die Shredderschwerfraktion stellt neben der Eisen- und Stahlfraktion ein weiteres verkaufsfähiges Produkt der
Shredderanlagen dar.
Tabelle 2.1-6 stellt die bei teil- bzw. volldemontierten Karossen in den Shredderbetrieben sowie die bei der Aufbereitung der Aluminiumfraktion in den Schwimm-Sink-Anlagen anfallenden Kosten dar. Die Unterscheidung bei den Shredderbetrieben hinsichtlich der Verwertung in teil- bzw. volldemontierte Karossen ist dabei rein fiktiv und dient
lediglich der Verdeutlichung des Einflusses des Demontagegrades auf die spezifischen
Kosten der Anlage. Die Kostenberechnungen inkl. Transportkosten finden sich im Detail bei Ball (2002).
Die Berechnung der Kosten beim Shreddern erfolgte unter der Annahme, dass die
Shredderbetriebe nur Altautos verwerten und stets bei Vollauslastung arbeiten. Es
herrscht aber Einstimmigkeit darüber, dass nur die wenigsten Anlagen ihre theoretische Jahreskapazität erreichen (BDSV, 1998; Paßvoß, 2000). Dies ist nicht zuletzt auf
den hohen Exportanteil bei Altautos zurückzuführen. Dementsprechend höher fallen
die spezifischen Kosten der Verwertung aus. Durch einen gleichbleibend hohen Export
von Altautos wird die Wirtschaftlichkeit der deutschen Shredderbetriebe zunehmend in
Frage gestellt werden.
Etwa ein Drittel der variablen Kosten entfällt auf den Kauf der Altautos, deren Durchschnittspreis bei etwa 50 €/PKW liegt (Paßvoß, 2000). Der Einfluss des Demontagegrades der Altkarossen, zeigt sich in den Deponiekosten: während die Entsorgungskosten bei teildemontierten Karossen bei ungefähr 23 % der variablen Kosten liegen,
belaufen sie sich bei volldemontierten Karossen auf etwa 12 %. Der Anteil der Stromkosten ist mit etwa 6 bis 7 % bei beiden Varianten weniger hoch. Die Personalkosten
liegt bei etwa 18 %. Die geringeren spezifischen Kosten beim Shreddern einer volldemontierten Karosse sind also hauptsächlich bedingt durch die geringere Menge zu deponierender Shredderrückstände. Im Rahmen dieser Berechnungen wurde ein durchschnittlicher Deponiepreis inkl. Transportkosten von 110 €/t angenommen (BDSV;
HTP/IFEU, 2000). Die Entsorgung von Shredderleichtfraktion über die Müllverbrennung
wurde nicht betrachtet.
54
Der durchschnittliche Erlös der Shredderbetriebe für eine Tonne NE-Fraktion schwankt
zwischen 90 und 250 €/t, für eine Tonne Stahlschrott werden ungefähr 80 € erzielt
(Paßvoß, 2000). Unter Annahme von Vollauslastung fallen in den Shredderbetrieben
durchschnittlich spezifische Kosten pro Tonne Durchsatz von etwa 55 € an. Bei einer
Halbierung der Durchsatzmenge lägen die Verwertungskosten jedoch bereits bei 110
€/t und würden so eine wirtschaftliche Betriebsweise in Frage stellen. Insbesondere
hinsichtlich der beim Kauf von Altautos wirtschaftlichen vertretbaren Preise stehen die
deutschen Shredderbetriebe in starker Konkurrenz zu ihren ausländischen Nachbarn.
Tabelle 2.1-6:
Kostenanalyse Shredder und Schwimm-Sink-Anlage
Shredder teildemontiert
Shredder volldemontiert
Schwimm-SinkAnlage
Fixkosten
2.160.000
2.160.000
515.000
Variable Kosten
2.155.131
1.850.966
1.634.696
Stromkosten
154.560
107.520
69.384
Personalkosten
358.080
358.080
417.760
Entsorgungskosten
490.875
233.750
924.000
Preis für Altautos
680.000
680.000
-
4.315.131
4.010.966
2.149.696
215.757
200.548
107.485
4.530.888
4.211.514
2.257.181
80.000
80.000
28.000
57
53
81
[€]
Davon
Betriebskosten
Kalk. Kosten (5 %)
Summe Kosten
Durchsatz [t/a]
Spez. Kosten [€/t]
Quelle: BDSV; Wolf, S. (2000); eigene Berechnungen
Abbildung 2.1-13 stellt abschließend ein vereinfachtes Schema der Verwertung von
Altautos dar.
55
Abbildung 2.1-13: Schematische Darstellung Altautorecycling
Altauto
Entfernung von Flüssigkeiten
Wiedergewinnung von
Reifen, Batterien, Plastikund Aluminiumteilen etc.
Demontage
SLF
Shredder
Eisen- und Stahlfraktion
Magnetscheidung
Nicht-magnetische Stoffe
(NE-Metalle, Nichtmetalle)
NichtMetalle
Trennung (z.B. Wirbelstromscheidung)
NE-Metalle
Trennung
(z.B. Sink-Schwimm-Aufbereitung)
Leichtmetall
Schwermetall
Deponie
Cu
Wiedergewinnung
Trennung
Trennung
(z.B. Wirbelstromscheidung)
(z.B. Laser)
Zn
Pb
Andere
Sekundär-Schmelzhütten
Aluminium-Refiner
Quelle: Kirchner (2002)
2.1.4.3.4
Stahl-Recyclingquote bei Altautos
Im Folgenden wird das Recycling von Stahl im Altauto hinsichtlich der prozessbezogenen Recyclingquoten (Aufbereitungsquote, Verhüttungsquote) untersucht. Für diese
Analyse müssen zunächst einige Annahmen über Rahmenbedingungen wie beispielsweise Lebensdauer, Materialzusammensetzung und Leergewicht getroffen werden.
Unter der Annahme einer durchschnittlichen Lebensdauer von 11 Jahren liegt das
Baujahr der heute gelöschten und für ein Recycling anstehenden Fahrzeuge um 1990.
Der durchschnittlic he Stahlgehalt lag zu dieser Zeit bei etwa 67 Gew.-% (Abbildung
2.1-12). Ungefähr 60 % der theoretisch anfallenden Altautos in Deutschland werden
exportiert. Aufgrund der anzunehmenden Exportstruktur werden überwiegend Wagen
der Unter- und Mittelklasse einem Recycling in Deutschland zugeführt. Deren durch-
56
schnittlicher Stahlgehalt liegt bei 69 % (Wolf, S., 2000). Für die exportierten Altautos
ergibt sich rechnerisch ein Stahlgehalt von 65,7 %.
Bei der Bestimmung des Leergewichts der recycelten Altfahrzeuge muss der Tatsache
Rechnung getragen werden, dass durch den Export von Oberklassewagen das Durchschnittsgewicht sinkt. Im Folgenden wird von einem Leergewicht der heute zum Recycling anstehenden Altfahrzeuge von 900 kg ausgegangen (ARGE, 2000). Die Angaben
in der Literatur schwanken diesbezüglich zwischen 810 und 1020 kg (BDSV, 1998;
Paßvoß, 2000; Wolf, S.; 2000). Bei einer Exportquote von 60 % und etwa 2,6 Mio. gelöschten Fahrzeugen (Kraftfahrt-Bundesamt), die im Jahr 2000 für ein Recycling in
Deutschland in Frage kamen, ergibt sich insgesamt eine Recyclingmasse von 940.000
t; davon sind etwa 650.000 t Stahl.
Etwa 40 % der erfassten Altfahrzeuge gelangen nach der Trockenlegung und Vordemontagedirekt zu den Shredderanlagen. Bei den restlichen 60 % der Altfahrzeuge
schließt sich an die Vordemontage eine Volldemontage an.
Die Aufbereitungsquote von Stahl in den Shredderanlagen wird – unabhängig vom
Demontagegrad – auf 95 % geschätzt, da über die Magnetscheidung ein weitgehender
Aufschluss der Eisen- und Stahlfraktion erzielt wird. Die erhaltene Stahlfraktion hat
einen durchschnittlichen Eisengehalt von 98 %. Die Schmelzquote bei Elektrostahl wird
ebenfalls mit etwa 95 % angenommen. Somit ergibt sich die technische Recyclingquote von Stahl bei der Verwertung von Altautos zu 90,3 %.
2.1.4.3.5
Energetische Bewertung des Altautorecyclings
Nachfolgend wird (wie bereits oben erwähnt) teilweise auch das Recycling von Aluminium betrachtet, da diese Ergebnisse in die an anderer Stelle durchgeführte Analyse
verschiedener Leichtbauoptionen im Automobilbau einflossen (siehe Kapitel "Energetische Bewertung von Leichtbaustrategien im Automobilsektor"). Dabei werden die Prozessstufen Aufbereitung, Schmelze (nur Stahl) und Transport untersucht. Grundlage
der folgenden Ausführungen ist die Arbeit von Wolf, S. (2000).
Bei der Bestimmung der spezifischen Energieverbräuche der Aufbereitung wird eine
massebezogene Allokation durchgeführt (siehe oben). Die Zuordnung erfolgt dabei nur
bezüglich derjenigen Produktfraktionen, die einer späteren Verwertung zugeführt werden. Hierzu zählen nicht die Fraktion Shredderleichtgut sowie die zu deponierenden
Reste der Schwimm-Sink-Sortierung. Bezüglich Transport und Schmelze erübrigt sich
eine Allokation.
Bei der Trockenlegung und Vordemontage der Altautos fallen etwa 5 kWhel/t an, bei
einer Volldemontage insgesamt 9 kWhel/t. Bezüglich der Aufbereitung von Stahl und
57
Aluminium müssen zunächst die Shredderanlagen und für die Aluminiumfraktion zusätzlich die Schwimm-Sink-Anlagen energetisch bilanziert werden. Der spezifische
Endenergieverbrauch der Shredderanlagen für vordemontierte Karosserien und Antriebsstränge liegt bei 46 kWhel pro Tonne Durchsatz (ohne Allokation); bei volldemontierten Karosserien werden lediglich 32 kWhel/t benötigt. Der Verbrauch der SchwimmSink-Anlagen beläuft sich auf 59 kWhel/t (ohne Allokation). Abbildung 2.1-14 stellt die
spezifischen Energieverbräuche bei der Aufbereitung von Stahl und Aluminium nach
Durchführung einer massebezogenen Allokation dar.
Abbildung 2.1-14: Materialspezifische Energieverbräuche bei der Aufbereitung von
Altautos
180,0
160,0
spez. Energie Aufbereitung in kWh/t *)
162,0
140,0
136,9
134,9
120,0
100,0
80,0
60,0
64,0
56,4
51,1
40,0
20,0
0,0
Teildemontage
*) bezogen auf gesamte - auch ohne Energieaufwand zurückgewonnene Aluminiummenge
Volldemontage
Stahl
Altauto gesamt
Aluminium
Quelle: Wolf, S. (2000)
Die spezifischen Energieverbräuche für die Volldemontage stellen das gewichtete Mittel der Teilprozesse Volldemontage und Antriebsstrang für Stahl sowie Volldemontage,
Antriebsstrang und Alureste für Aluminium dar. Die Gewichtung erfolgt jeweils gemäß
dem Metallinhalt der Outputströme. Dasselbe gilt für die Gesamtenergieverbräuche bei
der Aufbereitung von Stahl und Aluminium. Bei Stahl liegt der Gesamtendverbrauch
nach der Allokation bei 56,4 kWhel/t, bei Aluminium bei 134,9 kWhel/t. Bei einem Bereitstellungsnutzungsgrad elektrischer Energie von 36 % entspricht dies einem Primärenergieäquivalent von 564 MJPrim/t Stahl und 1.349 MJPrim/t Aluminium. Für die Aufbereitung von Stahl wird somit nur 42 % der Energie der Aluminiumaufbereitung benötigt,
da die Stahlfraktion nach Durchlaufen der Shredderanlage unmittelbar einer Wiederverwertung im Stahlwerk zugeführt werden kann.
58
Unter der Annahme, dass alle Altfahrzeuge voll demontiert würden, bevor sie der Aufbereitung zugeführt werden, ergäbe sich ein spezifischer Gesamtendenergieverbrauch
für Aluminium von 126,9 kWhel/t und für Stahl von 51,2 kWhel/t. Der spezifische Endenergieverbrauch für die Aufbereitung von Stahl und Aluminium ist bei der Volldemontage somit geringer als bei der Teildemontage. Dies liegt darin begründet, dass die
Gewichtung bei der Volldemontage gemäß dem Aluminiuminhalt des Outputs von volldemontierter Karosserie, Antriebsstrang und Aluminiumrest erfolgt. Die Fraktion Alurest, die durch die Demontage von Ersatz- und Ausstattungsteilen größtenteils ohne
zusätzlichen Energieaufwand zurückgewonnen wird, führt dazu, dass sich der Energieverbrauch auf eine größere Menge Output verteilt und dementsprechend geringer
ausfällt. Dasselbe gilt für den Gesamtenergieverbrauch von Aluminium bei der Aufbereitung: durch Berücksichtigung der Alufelgen, die ebenfalls ohne zusätzliche Energie
demontiert werden, wird der Verbrauch weiter verringert. Bei einer derartigen Bewertung führt also eine möglichst weitgehende Demontage der Altfahrzeugen zu entsprechend geringeren spezifischen Energieverbräuchen bei den Shredder- und SchwimmSink-Anlagen.
Für die Verhüttung der Stahlfraktion wird der durchschnittliche Energieverbrauch für die
Erzeugung von Elektrostahl angenommen. Dieser lag im Jahr 2000 bei knapp 5.400
MJPrim/t.
Betrachtet man die Transportaufwendungen für die Rückführung von Stahl und Aluminium im Altauto, so sind mehrere Transportwege zu bilanzieren (Tabelle 2.1-7). Beim
Transport der Altautos von der Annahmestelle zum Verwerterbetrieb werden ausschließlich Autotransporter eingesetzt, deren Ladekapazität aufgrund der äußeren Abmessungen der PKW auf etwa 10 Altautos begrenzt ist. Beim anschließenden Transport der demontierten Fahrzeuge zur Shredderanlage können aufgrund der äußeren
Abmessungen bis zu 43 Altkarossen auf einem LKW transportiert werden.
Tabelle 2.1-7:
Transportwege beim Altautorecycling
Distanz Transportmittel
Verbrauch
Transporteinh.
Annahmestelle – Verwerterbetrieb
25 km
Autotransporter
29 l/100 km
10 Stück
Verwerterbetrieb – Shredder
60 km
LKW
35 l/100 km
43 Stück
Shredder – SS-Anlage (Alu)
300 km
LKW
35 l/100 km
25 t
SS-Anlage – Schmelzhütte (Alu)
200 km
LKW
35 l/100 km
25 t
Shredder – Elektrostahlwerk
150 km
LKW
35 l/100 km
25 t
Quelle: Teschers et al. (1999); eigene Schätzungen
59
Bei den Angaben zu den zurückzulegenden Wegstrecken handelt es sich um durchschnittliche Distanzen, die je nach Standort erheblich von diesen Durchschnittswerten
abweichen können. Aufgrund des relativ dichten Flächennetzes von Annahmestellen
und Verwerterbetrieben in Deutschland ist hier die zurückzulegende Distanz relativ
gering. Dahingegen müssen beim Transport der Aluminiumfraktionen von den Shredderbetrieben zu den Schwimm-Sink-Anlagen weitaus größere Strecken zurückgelegt
werden.
Abbildung 2.1-15 stellt die spezifischen Primärenergieverbräuche beim Altautorecycling, getrennt nach Transport, Aufbereitung und Verhüttung, gegenüber für die Werkstoffe Stahl und Aluminium gegenüber. Die Unterschiede sind in erster Linie auf die
vergleichsweise einfache Rückgewinnung der Stahlfraktion zurückzuführen. Für beide
Materialien liegt der größte Verbrauch jedoch bei der Verhüttung. Insgesamt werden
für das Recycling von Stahl im Altauto etwa 6,1 GJPrim/t benötigt, für Aluminium 15,3
GJPrim/t. Im Vergleich hierzu beläuft sich der Energiebedarf für die Erzeugung einer
Tonne Oxygenstahl ungefähr auf 20,5 GJPrim und für Primäraluminium auf 212 GJPrim.
Abbildung 2.1-15: Spezifischer Primärenergiebedarf beim Altautorecycling
14.000
13.600
spez. Primärenergie in MJ/t
12.000
10.000
8.000
6.000
5.400
4.000
2.000
348
0
149
Transport
1.349
564
Aufbereitung
Aluminium
Verhüttung
Stahl
Quelle: Wolf, S. (2000); eigene Berechnungen
2.1.4.4 Fallbeispiel Weißblechrecycling
Im Folgenden wird das Recycling von Verkaufsverpackungen aus Weißblech im Rahmen des Dualen Systems beschrieben sowie energetisch und kostenmäßig analysiert.
60
Im Jahr 2000 wurden in Deutschland etwa 718.000 t Weißblech und 100.000 t nicht
rekonditionierfähige Feinblechverpackungen verwendet (GVM). Weißblechverpackungen aus Privathaushalten und Kleingewerbe werden durch das DSD, Verpackungen
aus Weiß- und Feinblech aus dem gewerblichen und industriellen Bereich werden
hauptsächlich durch die KBS (Kreislaufsystem Blechverpackungen Stahl GmbH) erfasst. Daneben gibt es eine Reihe kleinerer Erfassungsinstanzen, die jedoch eine untergeordnete Rolle spielen. Außerdem wird Weißblech aus Müllverbrennungsanlagen
nach Aufbereitung der Verbrennungsschlacke der Wiederverwertung zugeführt. Im
Jahr 2000 wurden laut GVM insgesamt 546.000 t Weißblech wiederverwertet. Davon
entstammten 408.000 t dem DSD, 81.000 t kamen aus Müllverbrennungsanlagen, die
restlichen 57.000 t wurden vom KBS und anderen Systemen erfasst.
Die Angaben über die durchschnittliche Menge aussortierter Weißblechverpackungen
am LVP-Aufkommen des DSD schwanken zwischen 19 und 22 %, wobei sich die Verpackungen zu ungefähr 80 % in reines Weißblech und zu 20 % in Weißblechverbunde
aufteilen (HTP/IFEU). Die Materialgruppe Weißblech umfasst dabei Verpackungen wie
Konservendosen, Eimer, Kanister etc. Unter Weißblechverbunden werden im wesentlichen Getränkedosen sowie Deckel und Verschlüsse mit Dichtmasse zusammengefasst, deren Fremdmaterialanteil über 5 Gew.- % beträgt. Reines Weißblech und
Weißblechverbunde werden jedoch zusammen als Weißblechfraktion aussortiert.
Die Verwertungsquote, d. h. die Menge an Weißblechverpackungen die einer Verwertung zugeführt werden, bezogen auf den Gesamtverbrauch, lag insgesamt bei 76 %.
Am gesamten Schrotteinsatz der Stahlindustrie von 24,6 Mio. t im Jahr 2000 hatte das
Weißblech einen Anteil von 2,2 %. Abbildung 2.1-16 zeigt die Entwicklung des Weißblechrecyclings in Deutschland. Die Verwertungsquote ist dabei seit 1992 von 45 % auf
heute 76 % gestiegen.
Abbildung 2.1-17 stellt die Entwicklung der Zusammensetzung der Verwertungsmenge
von Weißblech dar. Es wird deutlich, dass der aus der Müllverbrennungsschlacke
zurückgewonnene Anteil von 44 % im Jahr 1992 auf 9 % im Jahr 2000 zurückgegangen ist, während im gleichen Zeitraum der Anteil des DSD von 15 % auf heute
75 % angestiegen ist. Für die weiteren Betrachtungen ist nur das aus der DSD-Fraktion
gewonnene Weißblech von Bedeutung.
61
Abbildung 2.1-16: Weißblech-Recycling in Deutschland, 1992 bis 2000
Gesamtverbrauch in 1000 t
Verwertungsmenge in 1000 t
775
719
719
718
715
562
555
546
411
352
1992
1994
Vq = 45 %
Vq = 57 %
1996
Vq = 77 %
1998
2000
Vq = 79 %
Vq = 76 %
Quelle: IZW; GVM
Abbildung 2.1-17: Entwicklung der Zusammensetzung der Weißblechverwertung in
Deutschland, 1992 bis 2000
600
555 t
562 t
59
57
56
74
440
431
1996
1998
500
411 t
400
1.000 t
352 t
546 t
57
81
50
80
300
165
200
408
281
100
0
155
32
1992
1994
DSD
Müllverbrennung
Rest
2000
Quelle: GVM
62
2.1.4.4.1
Recyclingschritte
Weißblech kann aufgrund seiner ferromagnetischen Eigenschaft fast vollständig von
anderen Verpackungen bzw. Materialien getrennt werden. Dies erfolgt in den Sortieranlagen des Dualen Systems in der Regel vollautomatisch durch die sog. Magnetseparation. Damit werden unabhängig von der technischen Variante der LVP-Sortierung 98
bis 99 % der eingesammelten Weißblechverpackungen aussortiert (IZW, 2002;
HTP/IFEU, 2000). Rund 95 % des Weißblechschrotts werden nach der Sortierung paketiert und in Form kompakter Schrottpakete in den Stahlwerken verarbeitet; der Rest
wird in geshredderter Form eingesetzt (IZW, 2002). Bei Weißblechverpackungen aus
dem gewerblichen Bereich, insbesondere bei chemisch-technischen Verpackungen,
erfolgt zudem eine Kontrolle der korrekten Restentleerung und eine spezielle Aufbereitung, bevor der Schrott in der Stahlindustrie zum Einsatz kommt. Zu diesen Aufbereitungsverfahren zählen u. a. die Heißlaugenwäsche und die Kryogenaufbereitung.
Diese Verfahren bleiben allerdings auf weinige Spezialfälle beschränkt. Weißblechschrott wird in den Stahlwerken in der Regel zusammen mit anderem Stahlschrott eingeschmolzen.
Zum Schutz vor Korrosion wird Weißblech mit einer sehr dünnen Zinnauflage von etwa
2,4 g/qm veredelt. Der mittlere Zinnanteil in Weißblechverpackungen beträgt rund
0,4 %. Er differiert stark in Abhängigkeit von der Art der Verpackung. So liegt er bei
Getränkedosen deutlich niedriger, bei einigen Konservendosen und chemisch-technischen Verpackungen deutlich über diesem Wert. Aufgrund der Zinnbeschichtung muss
beim Einsatz von paketiertem Weißblechschrott Roheisen oder zinnfreier Schrott zugegeben werden, um eine ausreichende Verdünnung zu erreichen. Zinn ist ebenso wie
Kupfer nicht auf metallurgischem Weg aus dem Stahl zu entfernen und bis heute gibt
es keine industriellen Entzinnungsverfahren für Alt- oder Sammelschrott. Die existierenden Verfahren sind lediglich für sauberen Weißblechschrott, d. h. Neuschrott aus
der Herstellung, anwendbar (BDSV, 1998). Allerdings macht das Weißblech mit
weniger als 3 % am jährlichen Schrotteinsatz in der Stahlindustrie nur einen geringen
Teil aus. Zur Erzeugung zinnlegierter Stahlgüten (z. B. Transformatorenbleche) wird
sogar gezielt Weißblechschrott als Legierungsmittel eingesetzt. Der Aluminiumdeckel
der Getränkedosen sowie anhaftende Lacke und Etiketten beeinflussen das Recycling
von Weißblech nicht.
Das Aluminium oxidiert während der Stahlschmelze und wird mit der Schlacke ausgeschieden. Da der Recyclingprozess bei Temperaturen von rund 1600 °C stattfindet,
verbrennen Farben und Lacke vollständig. Für die Herstellung von Weißblech werden
nach dem Warmwalzen für Beizen, Kaltwalzen und Verzinnung etwa 1.360 MJ/t für
63
Brennstoffe und weitere 360 kWhel/t für Strom benötigt. Dies entspricht zusätzlich zum
Warmwalzen einem Primärenergieaufwand von etwa 5,1 GJPrim/tWB. (Rohn et al., 1995)
2.1.4.4.2
Stahl-Recyclingquote bei Weißblechverpackungen
Die Erfassungsquote für Verkaufsverpackungen aus Haushalten und Kleingewerbe
und somit auch für Weißblechverpackungen liegt nach Angaben des DSD bei 89 %.
Die Sortierquote von Weißblech liegt unabhängig von der technischen Variante der
Sortieranlage bei etwa 98 % (IZW, 2002).
Laut IZW werden, wie bereits erwähnt, etwa 95 % des Weißblechschrotts nach der
Aussortierung paketiert, um dann im Stahlwerk eingeschmolzen zu werden. Die
verbleibenden 5 % werden geshreddert. Eine Aufbereitung findet also praktisch nicht
statt. Somit kann die Aufbereitungsquote von Weißblech näherungsweise mit der Sortierquote von 98 % gleichgesetzt werden. Die Schmelzquote bei Elektrostahl wird mit
etwa 95 % angenommen. Hieraus ergibt sich die technische Recyclingquote von
Weißblechverpackungen, also der Materialanteil, welcher nach der Zuführung zur Verwertung am Ende des Recyclingprozesses tatsächlich als Sekundärmaterial produziert
wurde, zu 93,6 %. Die Gesamtrecyclingquote - sie beschreibt die Effektivität der Nutzung einer sekundären Ressource bzw. eines sekundären Vorstoffes - beläuft sich auf
83,3 %.
2.1.4.4.3
Energetische Bewertung des Weißblechrecyclings
Nachfolgend werden die Prozessstufen Transport, Sortierung, Aufbereitung und
Schmelze untersucht. Die ausführliche Darstellung findet sich bei Ball (2002).
Bei der Bestimmung der spezifischen Energieverbräuche von Transport und Aufbereitung wurde wiederum eine massebezogene Allokation durchgeführt. Die anteilige Zuordnung des Energieverbrauchs erfolgte dabei nur bezüglich derjenigen Produktfraktionen, die einer späteren Verwertung zugeführt werden. Hierzu zählen jedoch nicht die
Fehlbeschickungen im LVP-Sammelgemisch sowie die Materialfraktionen, die nach der
Aufbereitung deponiert werden. Bei der Bestimmung des Energieverbrauchs in den
Sortieranlagen wurde eine wegspezifische Allokation bei der Sortierung der verschiedenen Produktfraktion vorgenommen. Dabei wurde für jede Produktfraktion der spezifische Weg in der Sortieranlage und der daraus resultierende anteilige Energiebedarf an
der Sortierung ermittelt.
Für die Aufbereitung von Weißblech aus Leichtverpackungen benötigt man lediglich die
Energie zum Betreiben der Sortieranlagen, da das Weißblech nach der Magnetscheidung paketiert und an die Stahlwerke weitertransportiert wird. Die spezifische End-
64
energie für das Aussortieren der Weißblechfraktion beläuft sich unabhängig von der
technischen Variante der Sortieranlage auf 80 kWhel/t.
Als Energiebedarf für die Verhüttung von Weißblech wird der durchschnittliche Energieverbrauch für die Erzeugung von Elektrostahl angenommen. Dieser lag im Jahr
2000 bei knapp 5.400 MJPrim/t. Abbildung 2.1-18 stellt die spezifischen Primärenergieverbräuche beim Recycling von Aluminium- und Weißblechverpackungen gegenüber
(bzgl. Aluminium vgl. Ball, 2002). Der Gesamtprimärenergieverbrauch für Aluminium
beläuft sich auf 16.420 MJPrim/t, der für Weißblech auf knapp 6.500 MJPrim/t.
Abbildung 2.1-18: Primärenergieverbrauch Alu und Weißblech beim
Verpackungsrecycling
14.000
13.600
12.000
10.000
8.000
6.000
5.400
4.000
2.000
552
283
0
Transport
1.011
800
Sortieranlage
Aluminium
1.257
0
Aufbereitung
Verhüttung
Weißblech
Quelle: HTP/IFEU (2002); Mutz (2001); eigene Berechnungen
Die Darstellung macht deutlich, dass für das Recyceln von Weißblechverpackungen
weitaus weniger Energie benötigt wird, als für Aluminiumverpackungen. Insbesondere
die energieintensive Aufbereitung entfällt bei Weißblech. Zudem fällt der größte Energieverbrauch sowohl für Weißblech als auch für Aluminium bei der Verhüttung an. Der
Transport spielt in diesem Zusammenhang eine untergeordnete Rolle.
2.1.5 Energetische Bewertung und Abschätzung des Energieeinsparpotenzials durch Stahlrecycling
Der Primärenergiebedarf zur Herstellung von Rohstahl in Deutschland lag im Jahr
2000 bei durchschnittlich 16,2 GJPrim/t, während es 1970 noch 25 GJPrim/t und 1983 19
GJPrim/t waren. Dies ist sowohl auf eine verbesserte Prozessführung bei der klassi-
65
schen Hochofenroute als auch auf die Zunahme der weniger energieintensiven Elektrostahlproduktion zurückzuführen, die derzeit (2000) einen Mengenanteil von knapp
29 % an der gesamten Rohstahlproduktion in Deutschland hat. Zur Herstellung einer
Tonne flüssigen Elektrostahls in Deutschland bedarf es zur Zeit nur gut eines Viertels
der Primärenergie von Oxygenstahl, wobei hier der Energiebedarf zur Sinter- und Roheisenerzeugung mit einbezogen ist (vgl. Tabelle 2.1-9).
In den 70er- und frühen 80er-Jahren vollzog sich in der Deutschen Stahlindustrie ein
gravierender Wandel der Produktionsstrukturen. Im Jahr 1976 lief in den alten Bundesländern die Produktion von Thomasstahl und der geringen Restmengen von Bessemer- und sonstigem Stahl aus. Siemens-Martin-Stahl wurde in den alten Bundesländern bis 1982 produziert, in den neuen Bundesländern bis 1992. Eine energetische
Betrachtung dieser Verfahren macht im Kontext dieser Untersuchung, bei der es um
die Abschätzung der Energieeinsparpotenziale durch verstärktes Stahlrecycling bzw.
einen energetischen Vergleich der beiden heute gängigen Verfahrensrouten geht, keinen Sinn. Aus diesem Grund wurde für die nachfolgenden Betrachtungen das Basisjahr 1983 gewählt, das Jahr, ab dem im damaligen Gebiet der Bundesrepublik nur
noch Oxygen- und Elektrostahl erzeugt wurden.
wurde mit dem MIS-Modell eine Wirtschaftsstrukturentwicklung bis zum Jahr 2030 abgeleitet (Jochem/Mannsbart, 2002; siehe Anhang A2). Danach ist mit einem Rückgang
der Rohstahlproduktion von derzeit (2000) gut 46 Mio. t auf gut 41 Mio. t im Jahr 2030
zu rechnen.
Bei der derzeitigen Erzeugungsstruktur der deutschen Stahlwerke blieben Flacherzeugnisse bislang fast ausschließlich der Primärroute vorbehalten, während Langerzeugnisse überwiegend über die Elektrostahlroute erzeugt werden. Der unter dem europäischen Durchschnitt liegende Elektrostahlanteil in Deutschland ist mit dem hierzulande sehr hohen, qualitätskritischen Flachstahlanteil begründet (vgl. Ameling, 2000).
Eine Schwierigkeit bei der Ausweitung des Einsatzes von Elektrostahl für Flachstahlgüten stellen insbesondere die Verunreinigungen des Stahlschrotts dar. Die Herstellung von Flachprodukten gestattet nur eine geringe Menge metallischer Verunreinigungen im Stahl. Die Trennung zwischen Oxygen- und Elektrostahlwerken bezüglich ihrer
Produktpalette wird jedoch mit zunehmendem Einsatz endabmessungsnaher Gießverfahren, die zu einem wesentlich geringeren Kapitalbedarf für das Walzwerk führen,
möglicherweise zum Teil aufgehoben werden können.
Hinsichtlich einer Ausweitung der Elektrostahlproduktion in Deutschland spielt die Entwicklung der Stahlschrottpreise, die konjunkturell und außenhandelsbedingt erheblich
schwanken können, die Schrottqualität sowie die Kapazität der Anlagen eine wichtige
66
Rolle. Während integrierte Hüttenwerke oft eine Jahreskapazität von mehreren Mio. t
haben, liegt die von Elektrostahlwerken in der Regel unter einer Mio. t. Eine merkliche
Steigerung der Elektrostahlproduktion kann also nur durch den Neubau von Elektrostahlwerken erreicht werden.
Zur Abschätzung des (Primär-)Energieeinsparpotenzials durch Steigerung des Anteils
von Elektrostahl an der gesamten Rohstahlerzeugung in Deutschland wurde dessen
denkbare Entwicklung von den Bearbeitern der Studie mit Vertretern der Wirtschaftsvereinigung Stahl sowie des Vereins Deutscher Eisenhüttenleute diskutiert (WV
Stahl/VDEH, 2002). Auf Basis der Anteile des Elektrostahls in den einzelnen Verwendungsbereichen im Jahr 1996 und der jeweiligen Gesamteinsatzmengen wurden von
den Branchenexperten zunächst die maximal möglichen Anteile im Jahr 2020 geschätzt (vgl. Tabelle 2.1-8).
Tabelle 2.1-8:
Expertenschätzungen zum Elektrostahlanteil in Deutschland im Jahr
2020 mit Extrapolation bis 2030
Elektrostahlanteil in %
Abnehmer
1996
2020
Ziehereien, Kaltwalzwerke
30
30
Stahl-, Leichtmetallbau
33
40
Maschinenbau
21
25
Straßenfahrzeugbau
7
9
Schiffbau
22
27
Elektrotechnik
8
10
EBM-Waren
17
20
Hoch-/Tiefbau
73
88
26,0
31,4
Gesamt*
2030
Keine
sektoral disaggregierte
Schätzung
33,0
* Gewichtung in Anlehnung an Stahlverwendungsstruktur gemäß Abbildung 2.1-4
Quelle: Eigene Berechnungen auf Basis von WV Stahl/VDEH, 2002
Damit ergibt sich für das Jahr 2020 ein Elektrostahlanteil von 31,4 %, was angesichts
der zwischen 1996 und 2000 bereits erzielten Anteilssteigerung von 26 % auf 28,7 %
als vorsichtige Schätzung interpretiert werden muss. Eine Extrapolation bis zum Jahr
2030 lässt unter diesen Prämissen einen Elektrostahlanteil von 33 % erwarten.
67
Bei der bereits erwähnten Abschätzung der gesamtwirtschaftlichen Entwicklung mit
dem MIS-Modell und der darauf aufbauenden Wirtschaftsstrukturentwicklung bis zum
Jahr 2030 (Jochem/Mannsbart, 2002; siehe Anhang A2) wurde eine wesentlich höhere
Zunahme des Elektrostahls unterstellt, der danach zunehmend nicht nur im Baugewerbe, in Ziehereien und Kaltwalzwerken, im Stahlbau oder für EBM-Waren eingesetzt
wird. Dies führt zu einem als Obergrenze zu interpretierenden Anstieg der Produktion
von Elektrostahl auf 18,6 Mio. t/a und damit einem Anteil von 45 % an der gesamten
Rohstahlerzeugung im Jahr 2030.
Bei der Abschätzung der künftigen Entwicklung des spezifischen Energiebedarfs der
beiden Verfahren wurde näherungsweise von einer Fortsetzung des Trends der vergangenen 17 Jahre (seit dem hier gewählten Basisjahr 1983) ausgegangen. Das bedeutet, dass sich der spezifische Verbrauch fossiler Energieträger bei der Oxygenstahlerzeugung um jährlich rund 0,5 % verringert, wohingegen der spezifische
Stromverbrauch, u. a. aufgrund gesteigerter Umweltschutzanforderungen, um 0,4 %/a
erhöht. Wohlgemerkt bezieht sich diese Angabe auf die Rohstahlerzeugung, bei der
die enormen zu erwartenden Energiebedarfssenkungen in der Walzstahlstufe nicht
mitgerechnet werden. Bei der Erzeugung von Elektrostahl wurden Effizienzsteigerungen von 0,8 %/a beim Stromverbrauch und 0,2 %/a bei fossilen Energieträgern unterstellt.
Tabelle 2.1-9:
Primärenergieeinsparungen durch erhöhten Elektrostahlanteil
1983 *
2000
2030
35,73
46,38
41,30
19,5
28,7
Spezifischer PEV Elektrostahlerzeugung in MJ/t
6,1
5,4
4,3
Spezifischer PEV Oxygenstahlerzeugung in MJ/t
22,1
20,6
18,0
n. a.
65,0
Rohstahlproduktion in Mio. t
Anteil Elektrostahl in % - untere Variante **
Anteil Elektrostahl in % - obere Variante ***
Vermiedener PEV in PJ **** - untere Variante **
Vermiedener PEV in PJ **** - obere Variante ***
33,0
45,0
24,2
92,1
* alte Bundesländer
** in Anlehnung an WV Stahl/VDEH, 2002*** gemäß Jochem/Mannsbart 2002
**** im Jahr 2000 gegenüber 1983 und im Jahr 2030 gegenüber 2000
Quelle: eigene Berechnungen
Tabelle 2.1-9 fasst den sich damit im Jahr 2000 durch Erhöhung des Elektrostahlanteils seit 1983 bereits erzielten Primärenergie-Einspareffekt sowie die möglichen weite-
68
ren Einsparungen gegenüber heute bis zum Jahr 2030 zusammen. Wären also bei
heutigem Stand der Energieeffizienz und den heutigen Gesamtproduktionsmengen die
Anteile der beiden Verfahrensrouten auf dem Stand von 1983 eingefroren geblieben,
hätte dies zu einem um 65 PJ/a höheren Primärenergiebedarf der Stahlproduktion geführt. Entsprechend sind die Vermeidungspotenziale bis 2030 unter der Prämisse sinkender spezifischer Verbräuche (Ausnahme Stromverbrauch der Oxygenstahlerzeugung) und einer leicht rückläufigen Produktionsentwicklung gegenüber der auf heutigem Stand eingefrorenen Produktionsstruktur zu interpretieren.
Bei der Interpretation der Ergebnisse im Gesamtkontext dieser Studie ist aber zu beachten, dass das Verhältnis von Roheisenerzeugung (und zwar nur der für die Stahlerzeugung produzierten Roheisenmengen) zur Stahlerzeugung in den alten Bundesländern bis Ende der 80er-Jahre anstieg (vgl. Abbildung 2.1-19). Lag dieser Indikator für
den Anteil an primär erzeugtem Material im Jahr 1970 noch bei 69,1 %, lag er im Basisjahr 1983 bei 71,8 %. Das heißt, ein Vergleich mit dem Basisjahr 1970, das in anderen Untersuchungsbereichen dieser Studie herangezogen wurde, fiele also unter Umständen etwas ungünstiger aus.
Abbildung 2.1-19: Verhältnis Roheisen- zu Stahlerzeugung
Verhältnis
Roheisenerzeugung* zu Stahlerzeugung
* nur zur Stahlerzeugung genutzter Anteil
2005
2000
1995
1990
1985
1980
1975
1970
1965
0,780
0,760
0,740
0,720
0,700
0,680
0,660
0,640
0,620
Quelle: Wirtschaftsvereinigung Stahl
Ein Problem beim Altautorecycling und damit ein Hemmnis für die weitere Ausschöpfung bestehender Potenziale stellt die derzeit sehr hohe Exportquote von Altautos und
Altkarossen von etwa 60 % dar (1990: 10 %). Durch die strenge Umweltgesetzgebung
in Deutschland, aber auch durch die Öffnung des Eisernen Vorhangs führen insbesondere die Deponiekosten im Vergleich zur ausländischen Konkurrenz zu Standortnachteilen. Das Rücknahmesystem für PKWs in Deutschland kann durch den hohen
69
Export in Frage gestellt werden. Durch den zunehmenden Export verschlechtert sich
zudem die wirtschaftliche Situation der Shredderbetriebe in Deutschland. Die Hauptschwierigkeit hinsichtlich der Erreichung der im Rahmen der EU-Altfahrzeugrichtlinie
geforderten Verwertungsquoten stellt derzeit allerdings die Kunststofffraktion, nicht
aber die Rückgewinnung von Stahl (und Aluminium), dar.
Betont werden muss, dass das Recycling von Stahl nur eine von vielen Möglichkeiten
darstellt, den Energiebedarf der Branche und die resultierenden CO2-Emissionen zu
senken. So hat sich die Stahlindustrie im Rahmen ihrer erweiterten Selbstverpflichtung
zur Klimavorsorge vom November 2000 verpflichtet, den auf die gesamte Rohstahlerzeugung bezogenen spezifischen CO2-Ausstoß von 1990 bis 2012 um insgesamt 22 %
zu mindern. Die Stahlindustrie will dies u. a. durch Maßnahmen im Bereich der Roheisen- und Oxygenstahlerzeugung bzw. Prozessinnovationen in der Elektrostahltechnologie, beides inklusive der Sekundärmetallurgie, sowie Modernisierung von Elektrostahlwerken erreichen. Der Neubau von Elektrostahlwerken und die damit erzielbare
Erhöhung des Elektrostahlanteils sind nur eine von vielen genannten Maßnahmen.
Weiter werden genannt: ressourcenschonende Gießwalzverfahren für Flachprodukte
und Profile, eine strombedarfssenkende Entwicklung, die sich auch künftig noch fortsetzen dürfte (vgl. auch Ameling/den Hartog/Steffen, 2001; Lindenberg et al., 2001),
Softwareeinsatz und Verkettung von Erzeugungsanlagen, energietechnische Prozessoptimierung, Optimierung von Kuppelenergiewirtschaft und Energieverbund, Maßnahmen zur Energierückgewinnung und Abwärmenutzung, Energieträgersubstitution, metallurgische und verfahrenstechnische Entwicklungen zur Erhöhung der Stoffausbringung in allen Produktionsprozessen sowie Nutzung aufbereiteter Hochofenschlacke als
Rohstoffsubstitut zur Zementerzeugung (Ameling/Aichinger, 2001). Im Detail beleuchtet wurden in diesem Zusammenhang die Nutzung der vielfältigen Potenziale bei der
Stahlerzeugung via Hochofen-Konverter-Route. Hier bestehen noch CO2-Absenkungspotenziale durch erhöhte energetische Effizienz der Sintererzeugung, der Winderhitzung, durch Einsatz von Gichtgasentspannungsturbinen, Konvertergasrückgewinnung
und Verminderung von Wärmeverlusten sowie durch höhere stoffliche Effizienz (Aichinger/Mülheims et al., 2001). Zu erwähnen sind ferner, die bereits in der Vergangenheit sehr weitgehend erfolgte Einführung der Stranggießtechnik, die zu erheblichen
Einsparungen von Rohstahl in der Erzeugungskette bis zum Fertigprodukt geführt hat
(vgl. Ameling 2000).
Die Substitution von Koks im Hochofenprozess verringert die vorgelagerten Energieverbräuche in der Kokerei und die damit verbundenen Umweltbelastungen. Der Einsatz
der verschiedenen Schlacken aus Hochofen- und Stahlwerksprozessen in eigenen
metallurgischen Prozessen, als Baustoffe und als Düngemittel sind eine langgeübte
70
Praxis (Ameling 2000), die sich auf den Energiebedarf der betreffenden Abnehmerbranchen günstig auswirkt.
Schließlich sind die sich eröffnenden Energieeinsparmöglichkeiten im Bereich der Nutzung der Produkte der Stahlindustrie zu nennen. Hervorzuheben ist der Leichtbau im
Automobilsektor (auch Gegenstand einer eigenen Betrachtung im Rahmen dieses Vorhabens; siehe Abschnitt "Energetische Bewertung von Leichtbaustrategien im Automobilsektor"), der durch neu entwickelte Werkstoffe ermöglicht wurde und Gegenstand
vielfältiger Entwicklungsaktivitäten der Branche ist. Neue Stähle ermöglichen ferner die
Steigerung des Umwandlungswirkungsgrades thermischer Kraftwerke durch die Beherrschung gesteigerter Frischdampfdrücke sowie höherer Frischdampf- und Zwischenüberhitzertemperaturen. Ein Beispiel ist der im Jahr 2002 im rheinischen Braunkohlenrevier ans Netz gegangene 1000-Megawatt-Block im Kraftwerk Niederaußem.
Die für Dampferzeugerwände und Abscheider verwendeten Stähle mit 9 Prozent
Chrom sowie der für Dampfüberhitzer eingesetzte austenitische Stahl mit 17 Prozent
Chrom und 13 Prozent Nickel führen mit der neusten Anlagentechnik zu einer Steigerung des Kraftwerkwirkungsgrades auf über 43 Prozent (stahl-online, 2002).
2.1.6 F&E-Bedarf
Jede technologische Perspektive der Stahlerzeugung muss die internationale Wettbewerbsfähigkeit der Stahlindustrie erhalten oder verbessern. Dies ist nur möglich durch
eine nachhaltige Produktion und eine Fortsetzung der Innovationsprozesse zur Entwicklung neuer Herstellungsverfahren mit geringerem Primärenergiebedarf und daher
einhergehend geringeren CO2-Emissionen. Derzeit entfallen in Europa auf 1 t flüssigen
Rohstahl ca. 1,3 t CO2 (gemittelt aus Oxygen- und Elektrostahlroute). Um die Vereinbarungen des Kyoto-Protokolls zu erfüllen, müssten die CO2-Emissionen bei der Stahlherstellung auf 0,8 t CO2 je Tonne flüssiger Rohstahl abgesenkt werden. Dies ist durch
eine Erhöhung der Elektrostahlproduktion alleine nicht erreichbar. Ferner geht die gesamte Entwicklung bei der Stahlherstellung in Richtung kontinuierlicher Produktionsverfahren, um den hohen Energiebedarf von Wiederaufwärmöfen, einzusparen (z. B.
endabmessungsnahes Gießen von Stahlprodukten).
Im Hinblick auf die Reduzierung von CO2-Emissionen sei auf einige Forschungsinitiativen der Stahlindustrie zur Entwicklung alternativer Stahlherstellungskonzepte hingewiesen, die aufgrund der hohen Forschungs- und Entwicklungsaufwendungen nur im
Rahmen internationaler Kooperation verwirklichbar sind. Hierbei geht es langfristig
darum, Kohle als Reduktionsmittel bei der Stahlherstellung zu ersetzen. Dies ist nur
möglich über die Verwendung alternativer Reduktionsmittel. Im Rahmen internationaler
Forschungsvorhaben soll der Einsatz von Wasserstoff, Naturgas und auch Biomasse
71
als Reduktionsmittel erforscht werden. Ferner gibt es Bestrebungen, die Gewinnung
von Roheisen über Elektrolyse zu erforschen.
Diese Entwicklungen stehen jedoch noch am Anfang und bedürfen eines erheblichen
Forschungs- und Entwicklungsaufwandes im Hinblick auf technische und wirtschaftliche Machbarkeit. Problematisch kommt hinzu, dass die Investitionskosten bezogen auf
1 Million Euro Umsatz bei der Stahlindustrie im Vergleich zu anderen Industrien (z. B.
chemische Industrie) sehr hoch sind, da mit Stahl nur eine geringe Wertschöpfung zu
erzielen ist.
Die Erhöhung des Schrotteinsatzes oder der Recyclingrate bei der Stahlerzeugung
wird weltweit verfolgt. Das International Iron and Steel Institute (IISI) hat unter Federführung des VDEh einen Arbeitskreis installiert, der die aktuelle Schrottsituation weltweit erfassen und Methoden zur Erhöhung der Rückgewinnungsrate für Altschrott entwickeln soll (Ameling 2000).
Indirekte Energieeinsparmöglichkeiten eröffnen sich, wie bereits erwähnt, im Bereich
der Nutzung der Produkte der Stahlindustrie. Hervorzuheben ist der Leichtbau im Automobilsektor, der die Entwicklung neuer Werkstoffe erforderlich macht und auch sicherheitstechnische
Anforderungen
an
den
Werkstoff
Stahl
stellt
(vgl.
u. a.
Prange/Schneider, 2001; Vergote/Mohrbacher , 2001; Wallentowitz/Patberg/Schwarz,
2001).
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Teschers, R.; Markhöfer, J.; Mandelartz, J.: Aluminiumrückführung aus dem Automobilbereich. ERZMETALL 52 (1999) Nr. 10
VDEh (Hrsg.): Stahlfibel. Verlag Stahleisen GmbH, Düsseldorf, 1999
Verband Kunststofferzeugende Industrie e.V. (VKE): Kunststoffe und Verkehr. Frankfurt, http://www.vke.de
Verein Deutscher Eisenhüttenleute (VDEh), Düsseldorf, http://www.vdeh.de
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durch das Bundesministerium für Bildung und Forschung im Rahmen des Förderschwerpunktes "Modellprojekte für nachhaltiges Wirtschaften".
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75
Wolf, S.: Recycling of aluminium from obsolete cars – economic, technical and ecological aspects. SFB 525, RWTH Aachen, 1997
Wolf, S.: Untersuchungen zur Bereitstellung von Rohstoffen für die Erzeugung von
Sekundäraluminium in Deutschland. Shaker Verlag, Aachen, 2000
76
2.2
Aluminium
2.2.1 Vorbemerkung
Das vorliegende Kapitel konzentriert sich auf die Herstellung von Aluminium nach den
beiden in Deutschland üblichen Herstellverfahren. Zum einen die Verfahrenslinie über
die Primäraluminiumelektrolyse (mit den vorgelagerten Prozessschritten, insbesondere
der Tonerdeerzeugung), zum anderen auf die Erzeugung von Sekundäraluminium aus
Schrotten.
Schwerpunktmäßig wird als Option zum effizienten Werkstoffeinsatz hier das Recycling
betrachtet, die Optionen Materialsubstitution und konstruktive Maßnahmen werden an
anderer Stelle ausführlich betrachtet: Im Kapitel "Energetische Bewertung von Leichtbaustrategien im Automobilsektor" werden für einen wichtigen Aluminiumverwendungssektor in Deutschland die Optionen "Leichtbau" (mit Stahl) sowie der Einsatz von
Aluminium untersucht. Im Kapitel "Glas und Glasprodukte" wird auf die Möglichkeiten
der Materialsubstitution in einem weiteren Anwendungsbereich für Aluminium, nämlich
in der Lebensmittelverpackung ("Weißblech") eingegangen.
Gleichwohl finden sich auch in diesem Kapitel kurze Ausführungen zum Aluminiumschrottrecycling aus PKWs (siehe hierzu auch den entsprechenden Abschnitt aus dem
Kapitel "Eisen und Stahl") und zum Recycling von Aluminiumverpackungen, die zur
energetischen Bewertung der Prozesse in den oben genannten Kapiteln herangezogen
wurden. Ausführliche Zusatzinformationen zu diesem Teilthema finden sich in der Diplomarbeit von Michael Ball, die im Rahmen dieses Forschungsprojekts für das Bundesministerium für Wirtschaft und Arbeit am Fraunhofer-ISI angefertigt wurde (Ball,
2002).
Abbildung 2.2-1 zeigt die zeitliche Entwicklung von Aluminiumproduktion und
-verbrauch in Deutschland seit 1974. Im Jahr 2000 wurden in Deutschland etwa 1,2
Mio. Tonnen Aluminium produziert; weltweit waren es über 30 Mio. Tonnen. Derzeit
gibt es in Deutschland fünf Primäraluminiumhütten, und zwar Stade, Hamburg, Vörde,
Essen und Stüttgen. Die Produktion von Primäraluminium in Deutschland lag im Jahr
2000 bei insgesamt 643.400 t; darin enthalten sind sowohl nicht-legiertes Aluminium
als auch Primärlegierungen. Die Produktion von Sekundäraluminium belief sich auf
572.300 t: diese Menge bezieht sich jedoch ausschließlich auf Gusslegierungen und
Desoxidationsaluminium (5 bis 8 %); die Herstellung von Knetlegierungen auf Basis
von Aluminiumschrott ist hierin nicht enthalten. Die Sekundärhüttenindustrie besteht
77
aus mehreren mittelständischen Refinern und Remeltern. Im Jahr 2000 waren in der
deutschen Aluminiumindustrie fast 75.000 Mitarbeiter beschäftigt.
Abbildung 2.2-1 verdeutlicht weiter, dass der Gesamtverbrauch an Aluminium in
Deutschland seit Mitte der 70er Jahre stetig angestiegen ist. Dieser beinhaltet dabei
auch die amtlich erfassten Kreislaufschrotte. Der Außenhandel von Aluminiumhalbzeug
ist in der Darstellung nicht berücksichtigt. Der zunehmende Verbrauch zeigt, dass es
sich bei Aluminium um einen relativ neuen Werkstoff handelt, dessen Verbreitung seit
den 70er Jahren erst stark zugenommen hat. Im Jahr 2000 belief sich der Gesamtverbrauch auf etwa 2,7 Mio. Tonnen; der Nettoverbrauch errechnet sich hieraus unter
Abzug des Nettoexports von Halbzeug zu 2,4 Mio. t. (Metallstatistik)
Abbildung 2.2-1:
Aluminiumproduktion und -verbrauch in Deutschland
3.000.000
2.500.000
Tonnen
2.000.000
Gesamtverbrauch (ohne Außenhandel Halbzeug)
1.500.000
Gesamtproduktion
1.000.000
500.000
Primärproduktion
Sekundärproduktion
19
74
19
75
19
76
19
77
19
78
19
79
19
80
19
81
19
82
19
83
19
84
19
85
19
86
19
87
19
88
19
89
19
90
19
91
19
92
19
93
19
94
19
95
19
96
19
97
19
98
19
99
20
00
0
Jahre
Quelle: Metallstatistik
Die verfügbaren amtlichen Statistiken in Deutschland weisen als Sekundäraluminium
nach wie vor grundsätzlich die Produktion von Gusslegierungen und Desoxidationsaluminium aus sekundären Vorstoffen aus. Dasselbe gilt für die Außenhandelsstatistik,
die Aluminiumlegierungen nicht nach ihrer chemischen Zusammensetzung, sondern
nach ihrem Format aufgliedert. Die statistische Erfassung von Knetlegierungen aus
sekundären Vorstoffen hat gerade erst begonnen und erweist sich als schwieriges
Unterfangen. Schätzungen der OEA zu Folge werden in Deutschland etwa 1 Mio. t
Knetlegierungen aus sekundären Vorstoffen hergestellt. Dies schließt Umarbeitungsgeschäfte und den Einsatz von Kreislaufmaterial mit ein. Eine Faustregel für typische
78
Remelter (Hersteller von Knetlegierungen mit mindestens 50 % Schrottanteil) besagt,
dass etwa 60 % sekundäre Vorstoffe und 40 % primäre Vorstoffe zum Einsatz kommen. Dieses Verhältnis stellt allerdings keine metallurgische Notwendigkeit dar, sondern wird eher durch die Beschaffenheit des Vormaterials und durch wirtschaftliche
Erwägungen bestimmt.
Zahlreiche offene statistische Fragen auf diesem Gebiet rühren daher, dass der Einsatz von sekundären Vorstoffen zur Herstellung von Knetlegierungen noch vergleichsweise neu ist: Die ersten Remelter sind in den 80er Jahren entstanden, als vielfach
noch bezweifelt wurde, dass es möglich sein wird, Knetlegierungen auf der Basis sekundärer Vorstoffe herzustellen. Die Statistiken sind bisher weder national noch international angepasst worden. Der Großteil dieser Knetlegierungen wird aus Abfallmaterial der ersten und zweiten Verarbeitungsstufe (Herstellung von Halbzeug und Endfertigung von Aluminiumprodukten) hergestellt. Diese sogenannten Neuschrotte verfügen
in der Regel über die zur Herstellung von Knetlegierungen notwendige Reinheit.
Ihre statistische Zuordnung erweist sich als schwierig: vielfach handelt es sich um
Kreislaufschrotte, die statistisch nicht erfasst werden, da sie intern wieder eingeschmolzen und zum gleichen Ausgangsmaterial verarbeitet werden. Zum Teil werden
diese Neuschrotte auch gehandelt, um an anderer Stelle wieder eingeschmolzen zu
werden. Je nach Unternehmen werden sie dann der Primär- oder der Sekundärproduktion zugeordnet. Viele Unternehmen weigern sich aus Wettbewerbsgründen zudem, hinsichtlich der Menge ihrer Produktionsabfälle Informationen zur Verfügung zu
stellen. Laut Metallstatistik wurden im Jahr 2000 knapp 230.000 t Schrott direkt wieder
in Halbzeugwerken eingesetzt. Die Gewinnung von Hüttenaluminium aus sekundären
Vorstoffen (z. B. sortenreine Fabrikationsschrotte, "closed-loop-recycling" von Alufensterrahmen) wurde mit 215.000 t ausgewiesen. Die verfügbaren amtlichen Statistiken
geben jedoch keine vollständige Auskunft über das Schrottaufkommen, das tatsächlich
höher liegt als der Schrotteinsatz (Krone, 2000; OEA; GDA). Insofern Neuschrotte statistisch erfasst sind, werden sie getrennt ausgewiesen, da Unklarheit bezüglich ihrer
Zuordnung zu Primär- oder Sekundärproduktion herrscht. Weiterhin wird Primäraluminium in geringen Mengen zur Verbesserung der Qualität von Sekundäraluminium eingesetzt (Abbildung 2.2-2).
Abbildung 2.2-2:
79
Schematischer Materialfluss für die Aluminiumerzeugung, 2000
Export
217.000 t
Import
1.090.000 t
Primäraluminium
Produktion
643.000 t
Verbrauch
1.490.000 t
Zunahme der Vorräte
26.000 t
Import
780.000 t
Export
157.000 t
Import
496.000 t
Import
446.000
Schrott
*) 1999
Export
550.000 t
Sekundäraluminium
Produktion
572.000 t
Halbzeug
2.040.000 t
Verbrauch
766.000 t
Einsatz von Primäraluminium bei der
Erzeugung von Sekundäraluminium
145.000 t
Direkter Schrotteinsatz der
1. Verarbeitungsstufe
229.000 t
Hüttenaluminium aus
sekundären Vorstoffen
215.000 t
Export
1.020.000 t
Formguss
650.000 t
Verbrauch
444.000 t
Nettoverbrauch
2.400.000 t
Wie die bisherigen Ausführungen zeigen, wird es zunehmend schwieriger, eine klare
Trennung zwischen Primär- und Sekundäraluminium vorzunehmen bzw. aufrechtzuerhalten. Als Unterscheidungsmerkmal kann im Grunde genommen nur noch das Herstellverfahren dienen. Durch den mitunter fließenden Übergang zwischen Primär- und
Sekundärproduktion sowie aufgrund statistischer Unstimmigkeiten und lückenhafter
Datenerfassung ist es folglich schwierig, die eigentliche Höhe der Sekundäraluminiumerzeugung zu quantifizieren. Um dennoch Primär- und Sekundärproduktion miteinander vergleichbar zu machen, erscheint es sinnvoll, der Primärproduktion den erfassten
Schrotteinsatz gegenüber zu stellen. Dieser belief sich im Jahr 2000 – inkl. der ausgewiesenen Sekundärproduktion – auf über 1 Mio. t (Metallstatistik). Ohne Berücksichtigung der amtlich nicht erfassten Mengen lag der Schrotteinsatz somit um etwa 58 %
über der Primärproduktion. Die zunehmende Produktion von Knetlegierungen aus sekundären Vorstoffen wird die Aussagekraft der amtlichen Statistiken weiter verwässern.
Eine einheitliche statistische Definitionsgrundlage bezüglich der Erfassung von Knetlegierungen aus sekundären Vorstoffen, und damit der Quantifizierung der Sekundäraluminiumproduktion existiert bisher nicht. Auch bezüglich des Außenhandels von
Halbzeug und des Verbrauchs von Aluminium bestehen statistische Unstimmigkeiten,
da es keine einheitlichen Vorschriften hinsichtlich der Datenbeschaffenheit der von den
80
Betrieben und Händlern zu meldenden Mengen gibt. Folglich weichen die Datensätze
häufig voneinander ab und machen einen Materialfluss des Aluminiums nur schwierig
nachvollziehbar. (OEA)
In Abbildung 2.2-2 wurde dennoch versucht, den Materialfluss bei der Aluminiumherstellung auf Grundlage der Daten der Metallstatistik zu skizzieren. Die Positionen Direkter Schrotteinsatz der 1. Verarbeitungsstufe sowie Hüttenaluminium aus sekundären Vorstoffen könnten zwar als Erzeugung von Knetlegierungen aus sekundären Vorstoffen interpretiert werden, eine solche Position wird in den amtlichen Statistiken jedoch bisher nicht ausgewiesen. Die OEA arbeitet derzeit an einer verbindlichen Definitionsgrundlage für die Ausweisung sekundärer Knetlegierungen. Informationen darüber, inwiefern inländische oder importierte Schrotte für die ausgewiesene Sekundärproduktion eingesetzt werden, sind nicht erhältlich.
Im Folgenden wird der Begriff Sekundäraluminium gleichbedeutend mit der in der
amtlichen Statistik erfassten Menge an Gusslegierungen aus sekundären Vorstoffen
verwendet. Diese hat im Jahr 2001 mit 654.000 t ihren bisherigen Höchstwert erreicht.
Der Anstieg der Produktion ist dabei hauptsächlich durch die zunehmende Verfügbarkeit von Aluminiumschrott, der oft über Jahrzehnte in den Produkten gebunden ist, zu
erklären.
Die Primärproduktion erreichte 1988 mit knapp 806.000 t den bisherigen Höchstwert.
Durch den notwendigen Abbau von Elektrolysekapazität aus wirtschaftlichen Gründen,
im wesentlichen verursacht durch zu hohe Strompreise, ging die Produktion auf
503.400 t im Jahre 1994 zurück und steigerte sich seitdem langsam wieder bis auf
643.000 t im Jahre 2000. Der Rückgang der Gesamtproduktion um 16 % im Rezessionsjahr 1993 war hauptsächlich durch einen Rückgang beim Sekundäraluminium
(24 %) bedingt. Der Rückgang der Primärproduktion war mit knapp 8 % weniger
drastisch, da man wegen der hohen Kapitalintensität der Primäraluminiumhütten
versucht, die Produktion konstant zu halten.
Die weitere Entwicklung der Primärproduktion in Deutschland ist ungewiss. Mit einem
Energiekostenanteil von fast 40 % an den gesamten Produktionskosten ist die Primäraluminiumproduktion auf niedrige Energiepreise angewiesen. Schon heute liegt der
mittlere Strompreis für deutsche Aluminiumhütten um mehr als 50 % über dem internationalen Niveau. Es wird also in erster Linie von der Zusammensetzung des Energiemixes in Deutschland und dabei insbesondere vom Anteil der Kernenergie abhängen,
wie sich die Energiepreise entwickeln werden. Laut OEA wird jedoch davon ausgegangen, dass das derzeit hohe Niveau der Primärproduktion in Deutschland in Zukunft
nicht beibehalten werden wird. Hierin stimmen andere Autoren überein (Schwarz/
Krüger, 2000; Rombach, 2001; IKARUS). Dies entspricht auch der These, dass die
81
Primäraluminiumproduktion, dem Trend der letzten Jahre folgend, zunehmend in
Regionen mit billiger Energie, insbesondere Wasserkraft, verlegt wird.
Abbildung 2.2-3 zeigt den Verlauf der Importe von Bauxit und Tonerde sowie die Produktion von Tonerde in Deutschland seit 1980. Seit 1976 wird in Deutschland kein
Bauxit mehr gefördert. Daher wird das benötigte Bauxit importiert. Obwohl der Import
einen sehr unstetigen Verlauf aufweist, ist doch deutlich ein abnehmender Trend zu
verzeichnen. 1980 lag der Import noch bei 4,2 Mio. t, im Jahr 2000 bei knapp 2,2 Mio. t
Bauxit. Auch die Tonerdeproduktion in Deutschland ist über den betrachteten Zeitraum
zurückgegangen. Seit 1997 wird sie konstant mit 650.000 t ausgewiesen. Das einzige
deutsche Werk zur Herstellung von Tonerde befindet sich in Stade. Da der Bedarf an
Aluminiumoxid in Deutschland nicht durch die heimische Produktion gedeckt werden
kann, wird Aluminiumoxid importiert: im Jahr 2000 etwa 700.000 t. Mit 521.000 t im
Jahr 1999 ist Jamaika der wichtigste Aluminiumoxidlieferant Deutschlands und gleichzeitig der viertgrößte Oxidproduzent der Welt. Derzeit ist der Import in Deutschland
rückläufig. Der Export von Tonerde ist mengenmäßig vernachlässigbar. Die Abbildung
spiegelt den derzeitigen weltweiten Trend einer Verlagerung der Tonerdeproduktion in
Regionen mit bedeutender Bauxitproduktion wider. 1995 beliefen sich die durchschnittlichen weltweiten Bauxitkosten auf etwa ein Drittel der gesamten Betriebskosten der
Aluminiumoxidherstellung (Schwarz/Krüger, 2000). Die Transportkosten haben daran
den größten Anteil. Die spezifischen Transportkosten liegen dabei um so höher, je geringer der Oxidanteil im Bauxit ist.
Abbildung 2.2-3:
Entwicklung der Tonerdeproduktion und des Imports von Bauxit
4.500.000
4.000.000
3.500.000
Import Bauxit
Tonnen
3.000.000
2.500.000
2.000.000
Tonerdeproduktion
1.500.000
1.000.000
Import Tonerde
500.000
9
8
7
6
5
4
3
2
0
20
0
19
9
19
9
19
9
19
9
19
9
19
9
19
9
1
0
9
8
7
6
5
4
3
2
Jahre
19
9
19
9
19
9
19
8
19
8
19
8
19
8
19
8
19
8
19
8
1
19
8
19
8
19
8
0
0
82
Abbildung 2.2-4 zeigt die zeitliche Entwicklung der Produktion von Halbzeug und
Formguss sowie den Nettoexport an Halbzeug. Im Jahr 2000 wurden in Deutschland
insgesamt 2,04 Mio. t an Aluminiumhalbzeug (Walzprodukte, Strangpressprodukte
sowie Drähte und Schmiedeteile) und 0,65 Mio. t Aluminiumformguss hergestellt. Wie
die Abbildung erkennen lässt, verlaufen Formguss- und Sekundäraluminiumproduktion
relativ kongruent. Beim Formguss fielen dabei 56 % auf Druckguss, 35 % auf Kokillenguss, 8 % auf Sandguss und der Rest auf sonstige Gießverfahren. Betrachtet man die
Produktion von Formguss seit 1974, so stellt man fest, dass neben einem Anstieg der
Jahreserzeugung zunehmende Anteile für Druckguss, abnehmende Anteile für Sandguss sowie relativ gleichbleibende Anteile für Kokillenguss zu verzeichnen sind.
Wie die Darstellung weiter zeigt, ist die Produktion von Aluminiumhalbzeug im betrachteten Zeitraum stetig angestiegen; dabei hat sie insbesondere in den letzten Jahren stark zugelegt. Zugleich ist Deutschland Nettoexporteur von Aluminiumhalbzeug:
im Jahr 2000 wurden 0,78 Mio. t Halbzeug eingeführt und 1,02 Mio. t ausgeführt. Seit
1994 weisen die Nettoexporte wieder einen aufsteigenden Trend auf. Der Außenhandel beschränkt sich dabei fast ausschließlich auf Europa, wobei der Handel mit Osteuropa in den letzten Jahren leicht zugenommen hat. Die Tatsache, dass die Halbzeugproduktion bei weitem die heimische Gesamtproduktion an Aluminium übersteigt und
zugleich ein Nettoexport von Halbzeug vorliegt, macht deutlich, dass große Mengen
Aluminium importiert werden, diese zu Halbzeug verarbeitet und sodann wieder exportiert werden.
Abbildung 2.2-4:
Produktion von Aluminium Halbzeug und Formguss
2.500.000
2.000.000
Halbzeugproduktion
Tonnen
1.500.000
1.000.000
Gesamtproduktion
(Primär & Sekundär)
Formgussproduktion
Sekundärproduktion
500.000
Nettoexport Halbzeug
19
74
19
75
19
76
19
77
19
78
19
79
19
80
19
81
19
82
19
83
19
84
19
85
19
86
19
87
19
88
19
89
19
90
19
91
19
92
19
93
19
94
19
95
19
96
19
97
19
98
19
99
20
00
0
Jahre
83
Die nächsten beiden Abbildungen zeigen die zeitliche Entwicklung von Primär- und
Sekundäraluminium bezüglich Produktion, Verbrauch und Außenhandel seit 1974. Abbildung 2.2-5 lässt erkennen, dass die Produktion von Hüttenaluminium bis Anfang der
90er Jahre recht konstant verlief, seit dieser Zeit aber fast um ein Viertel zurückgegangen ist; in den letzten Jahren ist die Produktion wieder leicht ansteigend. Zugleich liegt
der inländische Verbrauch seit Anfang der 90er um mehr als das doppelte über der
inländischen Produktion. Mit dem Rückgang der Produktion ist zugleich auch ein Anstieg der Importe verbunden. Deutschland ist somit Nettoimporteur von Primäraluminium. Im Jahr 2000 wurden 1,09 Mio. t Primäraluminium importiert, 56 % nicht-legiertes
Aluminium und 44 % Primärlegierungen. Die Ausfuhr an Primäraluminium hingegen
belief sich auf nur 0,22 Mio. t. Die wichtigsten Importeure von Primäraluminium im
Jahr 1999 für Deutschland waren Norwegen (23 %), Russland (12 %), Brasilien (11 %),
Island (11 %) und Holland (10 %). Wie bereits erwähnt, belegen diese Zahlen die Verlagerung der Primärproduktion in Länder mit einem hohen Wasserkraftkraftanteil am
Strommix (Metallstatistik). Als Nettoimporteur von Primäraluminium fallen die großen
Mengen der bei der Produktion benötigten Energie in anderen Ländern an.
Abbildung 2.2-5:
Produktion, Verbrauch und Außenhandel von Primäraluminium
1.800.000
1.600.000
1.400.000
Verbrauch
Tonnen
1.200.000
1.000.000
Produktion
800.000
600.000
Import
400.000
Export
200.000
Jahre
0
8
9
20
0
19
9
7
19
9
19
9
5
6
19
9
19
9
3
4
19
9
2
19
9
19
9
0
1
19
9
19
9
8
9
19
8
19
8
6
7
19
8
5
19
8
4
19
8
19
8
2
3
19
8
1
19
8
0
19
8
9
19
7
19
8
7
8
19
7
6
19
7
5
19
7
19
7
19
7
4
0
Abbildung 2.2-6 zeigt die Entwicklung von Sekundäraluminium, d. h. von AluminiumGusslegierungen. Die seit 1974 tendenziell ansteigende Produktion von Sekundäraluminium ist von 1992 auf 1993, aufgrund der bereits erwähnten schlechten konjunktu-
84
rellen Lage, um etwa ein Viertel abgesunken. Die Produktion war jedoch in den letzten
Jahren wieder ansteigend, und ist mittlerweile wieder ungefähr auf dem Niveau von
1992 angekommen. Trotz dieses Anstiegs in den letzten Jahren, tritt seit 1993 eine
immer deutlichere Schere zwischen Verbrauch und Produktion zum Vorschein; so hat
der Verbrauch zwischen 1996 und 2000 um etwa 78 % auf über 0,9 Mio. t zugenommen. Dieser zunehmende Verbrauch wird durch einen zunehmenden Import von Sekundäraluminium gedeckt. Der Import stieg zwischen 1991 und 2000 von 146.000 t auf
496.000 t.
Abbildung 2.2-6:
Produktion, Verbrauch und Außenhandel von Sekundäraluminium
1.000.000
900.000
800.000
Verbrauch
700.000
Tonnen
600.000
500.000
Produktion
400.000
Import
300.000
200.000
100.000
Export
19
74
19
75
19
76
19
77
19
78
19
79
19
80
19
81
19
82
19
83
19
84
19
85
19
86
19
87
19
88
19
89
19
90
19
91
19
92
19
93
19
94
19
95
19
96
19
97
19
98
19
99
20
00
0
Jahre
Außenhandel und Verbrauch bis 1990 nur Westdeutschland
Die wichtigsten Importeure 1999 waren Großbritannien (32 %), Italien (9 %) sowie
Belgien-Luxemburg (8 %). Der Anstieg des Imports aus einigen Ländern war besonders drastisch: so stieg der Importanteil im Vergleich zu 1996 aus Großbritannien um
420 % und aus Italien um 750 %. In zunehmende Maße fließen auch AluminiumGusslegierungen aus osteuropäischen Ländern nach Westeuropa, insbesondere nach
Deutschland. Die Gusslegierungsexporte der ehemaligen Ostblockstaaten sind im Jahr
2000 gegenüber dem Vorjahr um 32,5 % auf 100.700 t gestiegen. Diese Entwicklung
ging einher mit einem drastischen Rückgang der Schrottausfuhren aus diesen Ländern, die zu der Ansicht gekommen sind, dass die Wertschöpfung durch die Produktion
und den Export von Aluminiumlegierungen ertragsreicher ist, als der bloße Schrottexport. Bisher profitieren diese sog. Billigproduzenten vor allem von niedrigen Löhnen
85
und niedrigen Umweltstandards in ihren Ländern. Dies wird sich jedoch ändern. Bereits
jetzt ist dort ein Anstieg der Löhne erkennbar, und auch hinsichtlich des Umweltschutzes steigen die Anforderungen (Kirchner, 2001).
Der Export von Sekundäraluminium verläuft eher konstant und ist mengenmäßig von
geringerer Bedeutung. Bei der Analyse des Außenhandels bleibt zu berücksichtigen,
dass die offiziellen Statistiken aufgrund unterschiedlicher Erfassungsmethoden in den
einzelnen Ländern in ihrer Aussagekraft beschränkt sind.
Abbildung 2.2-7 zeigt die Verwendung des Werkstoffes Aluminium in Deutschland im
Jahr 1999 und durchschnittliche Produktlebensdauern. Der Nettoverbrauch in diesem
Jahr lag bei 2,3 Mio. t. Der größte Teil des Aluminiums (37 %) wurde in Form von
Halbfabrikaten exportiert. Die wichtigsten Absatzmärkte für Aluminium im Inland waren
der Transportsektor (41 %), das Bauwesen (18 %), der Maschinenbau (9 %) und der
Verpackungssektor (7 %). Innerhalb des Transportsektors macht der Automobilbereich
den größten Anteil (ca. 80 %) aus, gefolgt von Nutzfahrzeugen (ca. 10 %); der Rest
verteilt sich auf Schienenfahrzeuge, Luft- und Raumfahrt sowie sonstige Transportgeräte (u. a. Container).
Eine Schlüsselfunktion für den Aluminiumbedarf besitzt die Automobilindustrie. Der
Verbrauch in diesem Bereich ist von 295.000 t im Jahr 1993 auf 571.000 t im Jahr
1998 angestiegen. Hier wird zudem das größte Wachstumspotenzial für Aluminium
erwartet. Die Ursache hierfür liegt insbesondere in der durch Aluminium möglichen
Leichtbauweise und dem dadurch geringeren Treibstoffverbrauch. Die Entwicklung
zum verstärkten Einsatz von Aluminium im Automobilbereich wird ferner durch Gesetzesverordnungen zur weiteren Reduzierung von Schadstoffausstoß und Treibstoffverbrauch sowie durch steigende Treibstoffpreise gefördert.
86
Abbildung 2.2-7:
Aluminiumverwendung in Deutschland nach Sektoren mit durchschnittlichen Produktlebensdauern, 1999
Verkehr
25,0%
Export von
Halbfabrikaten
37,4%
Straßenfahrzeuge:
12 a
Schienenfahrzeuge,
Sonstige Märkte
7,0%
Haushalt
und Büro
2,3%
1 - 10 a
10 - 15 a
Bauwesen
12,1%
Eisen- und
Verpackung Maschinenbau
Elektro Stahlindustrie
5,4%
4,6%
2,7%
3,6%
15 - 25 a
1 - 10 a
<1a
15 - 30 a
10 - 20 a
Quelle: Metallstatistik; GDA
Ein weiterer Einsatzbereich für Aluminium sind Verpackungen. Der Einsatz von Aluminium im Verpackungsbereich teilt sich im Jahr 2000 dabei wie folgt auf:
Tabelle 2.2-1:
Aluminiumeinsatz im Verpackungsbereich, 2000
Folien und dünne Bänder
55 %
Kapseln und Schraubverschlüsse
20 %
Nahrungsmittel- und Getränkedosen
15 %
Tuben und Aerosoldosen
10 %
Quelle: GDA
Insbesondere bei den Getränkedosen hat das Aluminium in Deutschland mit Weißblech zu konkurrieren. Während in Europa der Marktanteil für Aluminiumgetränkedosen
derzeit bei 55 % liegt, beläuft sich der Aluminiumanteil an Getränkedosen in Deutschland auf knapp 15 %. Der hohe Weißblechanteil von 85 % ist darauf zurückzuführen,
dass Deutschland über die entsprechende Technologie zur Herstellung sehr dünnen
Weißbleches verfügt.
87
Der Bausektor stellt den größten Markt für stranggepresste Produkte dar: der Einsatz
von Knetlegierungen in diesem Sektor lag 1998 bei 96 %. Die wichtigsten Anwendungen sind dabei Fenster- und Türrahmen, Außenverkleidungen sowie Bedachungen. Bei
Fassadenblechen wird der Markt aufgrund der technischen Reife der Produkte als gesättigt angesehen. Weiterhin wird Aluminium im Elektronikbereich und als Desoxidationsmittel bei der Stahlherstellung eingesetzt.
Der prozentuale Einsatz von Aluminium in den verschiedenen Verbrauchsektoren ist in
den 90er Jahren nahezu konstant geblieben. Nimmt man im Vergleich dazu die Anteile
der einzelnen Sektoren im Jahr 1975 in Westdeutschland, so stellt man fest, dass der
Aluminiumeinsatz in den Sektoren Verpackung und Elektroindustrie damals etwa doppelt so hoch war wie heute. Dieser Rückgang ist hauptsächlich auf verbesserte Materialeigenschaften und einen spezifisch geringeren Materialverbrauch zurückzuführen.
Die Sektoren Verkehrsbereich und Exporte von Halbfabrikaten wiesen damals nur einen Anteil von 18,8 % bzw. 21,1 % auf. Abbildung 2.2-7 zeigt weiter die durchschnittliche Produktlebensdauer in den einzelnen Bereichen. Diese reicht von wenigen Wochen (Verpackungen), über mehrere Jahre (12 Jahre beim Automobil) bis hin zu mehreren Jahrzehnten (20 bis 40 Jahre im Baubereich).
Abbildung 2.2-8 stellt die Aufteilung von Aluminium nach Guss- und Knetlegierungen in
den verschiedenen Anwendungssektoren dar. 56 % des eingesetzten Aluminiums im
Jahr 2000 waren Knetlegierungen, 44 % Gusslegierungen. Für Gusslegierungen ist der
Transportsektor mit einem Anteil von knapp 80 % der wichtigste Anwendungsbereich.
In allen anderen Sektoren dominieren Knetlegierungen, im Verpackungsbereich sogar
mit 100 %.
88
Abbildung 2.2-8:
Aluminiumverwendung in Deutschland nach Guss- und
Knetlegierungen, 1998
Transport (82%, 18%) : 571.000 t
Haushalt/Büro (26%, 74%) : 52.000 t
Verpackung (0%, 100%) : 105.000 t
Baugewerbe (4%, 96 %) : 277.000 t
Gusslegierung
Knetlegierung
Elektrogeräte (29%, 71%) : 62.000 t
Maschinenbau (40%, 60%) : 123.000 t
Sonstiges (15%, 85%) : 161.000 t
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Prozent
Quelle: Krone (2000)
Der gesamte Aluminiumkreislauf ist in der nachfolgenden Abbildung dargestellt. Die
einzelnen Prozessstufen werden im Folgenden näher beschrieben.
Abbildung 2.2-9:
Quelle: OEA
Der Aluminium-Kreislauf
89
90
2.2.3.1 Herstellung von Primäraluminium
Die Herstellung von Primäraluminium vollzieht sich in zwei wesentlichen Verfahrensschritten. Zunächst wird im sog. Bayer-Aufschlußverfahren aus dem Rohstoff Bauxit
das Zwischenprodukt Tonerde (Al2O3) hergestellt. Die Tonerde wird anschließend in
einem elektrolytischen Schmelzprozess (Schmelzflusselektrolyse) zum eigentlichen
Hüttenaluminium reduziert und in Vorprodukte für die Weiterverarbeitung gegossen.
Ungefähr zwei Tonnen Bauxit sind durchschnittlich erforderlich, um eine Tonne Tonerde herzustellen und etwa zwei Tonnen Tonerde sind nötig, um eine Tonne Aluminium herstellen.
Aus Primäraluminium werden überwiegend Knetlegierungen hergestellt, aber auch
Gusslegierungen mit besonderen Anforderungen bezüglich der Reinheit. Die Prozesskette der Primäraluminiumherstellung inkl. Materialeinsatz ist in der nachfolgenden
Abbildung dargestellt. Die einzelnen Prozesse werden im Folgenden näher
beschrieben
und
bzgl.
ihres
Energiebedarfs
analysiert.
Sowohl
bei
den
Mengenangaben als auch den spezifischen Energieverbräuchen handelt es sich
jeweils um europäische Durchschnittswerte.
Abbildung 2.2-10: Flussdiagramm zur Herstellung von Primäraluminium
(kg/t Aluminium)
160 kg
95 kg
Anodenreste
Pech
Petrolkoks
und Füllpulver
Kalksteinabbau
385 kg
158 kg
Anodenproduktion
Natronlauge
600 kg brutto
448 kg netto
Kalkkalzination
(Kalkherstellung)
231 kg
Aluminiumfluorid
Produktion
88 kg
19 kg
Legierungen
11 kg
4.111 kg
Bauxitabbau
= Transport
Quelle: EAA (2000)
Kathodenproduktion
Tonerdeherstellung
(Al2O3)
1.923 kg
Schmelzflusselektrolyse
1.001 kg
Hüttengießerei
1.000 kg
18 kg
91
Bauxitgewinnung
Bauxit besitzt einen Aluminiumoxidanteil von ca. 50 %. Der Abbau von Bauxiterzen
wird fast ausschließlich im Tagebau durchgeführt; dabei fallen Abraummengen an, da
zunächst die über dem Erz liegende Deckschicht entfernt werden muss. Die derzeit
bekannten Vorkommen nahe der Oberfläche liegen überwiegend in tropischen oder
sub-tropischen Ländern, was hauptsächlich mit den dortigen geochemischen Bedingungen zusammenhängt (Brasilien, Jamaica, Australien, Guinea). In Deutschland wird
seit 1976 kein Bauxit mehr abgebaut.
Kalzination und Herstellung von Natronlauge
Zur Herstellung von Aluminiumoxid werden Kalk und Natronlauge benötigt. Der Kalk
muss dazu als Branntkalk (CaO) vorliegen. Ausgangsstoff ist natürlicher Kalkstein
(CaCO3), der im Bergbau gebrochen, danach getrocknet und gemahlen wird. Das
Kalkmehl wird anschließend in einem Drehrohrofen zu Branntkalk verarbeitet (Kalzination). Zur Herstellung von 1 Tonne Kalk werden etwa 1,9 t Kalkstein benötigt, da während des Kalzinationsvorgangs Kohlendioxid und Wasser ausgerieben werden.
Die Herstellung von Natronlauge (NaOH) erfolgt meist über den Rohstoff Natriumchlorid (NaCl). Zur Herstellung einer Tonne Natronlauge (50 %ig) werden etwa 300 kg
Steinsalz benötigt.
Bayer-Aufschlußverfahren (Tonerdegewinnung)
Zur Herstellung einer Tonne Aluminiumoxid mittels Bayer-Verfahren werden im europäischen Durchschnitt die folgenden Mengen an Rohstoffen benötigt: Bauxit (2.140
kg), Natronlauge (120 kg) und Kalk (82 kg). (EAA, 2000)
Das aluminiumhaltige Bauxiterz wird gewaschen, fein zermahlen und mit 50 %-iger
Natronlauge versetzt. Diese Mischung wird bei Temperaturen bis zu 270 °C und hohen
Drücken bis zu 40 bar in sog. Autoklaven (heizbare Druckbehälter) kontinuierlich mehrere Stunden verrührt. Dabei geht das Aluminiumoxid in der Natronlauge unter Bildung
von Natriumaluminat in Lösung. Die resultierende Flüssigkeit enthält neben Natriumaluminat auch ungelöste Bauxitrückstände. Diese ungelösten Bestandteile des Erzes
(hauptsächlich Eisenoxide, Siliziumoxide und Wasser) bilden den sog. Rotschlamm;
der hohe Gehalt an Eisenverbindungen verleiht ihm seine charakteristische rote Farbe.
Der Rotschlamm sinkt nach und nach auf den Boden des Behälters und wird entfernt.
Die Natriumaluminatlauge wird anschließend verdünnt und auf etwa 100 °C abgekühlt.
In einem Rührbehälter scheidet sich schließlich Aluminiumhydroxid ab. Dieses wird auf
Vakuumfiltern abgetrennt und mit Wasser gewaschen. Danach wird es in Drehrohröfen
oder Wirbelschichtöfen bei 1000 bis 1300 °C kalziniert. Dadurch wird das chemisch
92
gebundene Wasser entfernt. Nach der Kalzination liegt reines Aluminiumoxid (Al2O3)
als weißes Pulver mit nur geringen Verunreinigungen vor.
Die eingesetzte Natronlauge wird weitgehend im Kreislauf geführt. Die Verluste an Natronlauge, die im Rotschlamm verbleiben, müssen jedoch wieder frisch zugesetzt werden. Daneben wird im Bayer-Verfahren Kalk zugegeben. Hierdurch erhöht sich zum
einen der aufschließbare Aluminiumanteil im Bauxit, zum anderen bleibt über eine Nebenreaktion des Kalk mit entstehendem Soda ein weiterer Teil der Natronlauge dem
Verfahren enthalten. Der Rotschlamm wird zwecks Reduktion seines Alkaligehaltes
gewaschen und anschließend deponiert. Die alkalischen Rückstände im Rotschlamm
können sich umweltbelastend auswirken, da sie bei der Deponierung zu Beeinträchtigungen des Pflanzenwachstums und des Grundwassers führen können. Allerdings gibt
es heute Verfahren, mit denen Rotschlammdeponien rekultiviert werden können. Pro
Tonne Aluminiumoxid fällt etwa eine Tonne Rotschlamm an. Eine großtechnische Verwertung von Rotschlamm ist bis heute nicht möglich.
Neben den eingesetzten Rohstoffen Bauxit, Natronlauge und Kalk werden Prozesswasser (hauptsächlich für die Waschvorgänge) sowie Heizöl bzw. Erdgas für die Kalzinationsöfen benötigt. Der thermische Energieverbrauch liegt bei knapp 10 GJ/tTonerde.
Für die thermische Umsetzung des schweren Heizöls wird weiterhin Verbrennungsluft
benötigt. Der Bedarf an elektrischer Energie liegt zwischen 230 und 300 kWh/tTonerde.
(EAA, 2000; Krone, 2000)
Schmelzflusselektrolyse
Im zweiten wesentlichen Verfahrensschritt der Primäraluminiumgewinnung wird aus
der Tonerde in einem elektrolytischen Trennvorgang reines Hüttenaluminium gewonnen. Die Elektrolyse der Tonerde in Kryolithschmelzen (Na3AlF6) nach dem Prinzip von
Hall-Héroult ist das heute am häufigsten eingesetzte Verfahren zur Herstellung von
Primäraluminium. Pro Tonne Aluminium werden dabei knapp zwei Tonnen Tonerde für
die Elektrolyse benötigt.
Da Aluminiumoxid eine sehr hohe Schmelztemperatur (2045 °C) hat, löst man es in
einem Überschuss von geschmolzenem Kryolith, das als Elektrolyt dient. Die
Schmelztemperatur wird dadurch auf etwa 950 °C herabgesetzt. Zwischen Anode und
Kathode wird eine Gleichspannung von 4-5 Volt bei einer Stromstärke von bis zu 320
kA angelegt. Dabei spaltet sich die Tonerde in Aluminium und Sauerstoff. Das Aluminium scheidet sich an der Kathode ab. Das flüssige Aluminium ist schwerer als das
Kryolith und sammelt sich am Boden der Wanne. Hier wird es von Zeit zu Zeit aus der
Elektrolysezelle abgesaugt. Durch Reaktion mit dem Sauerstoff (Bildung von Kohlendioxid und -monoxid) werden die Kohlenstoffanoden verbraucht und müssen daher stän-
93
dig ergänzt werden. Durch die Verbrennung der Anoden wird etwa 25 % der gesamten
benötigten Energie erzeugt. Die Abgase aus der Elektrolysezelle, das sog. Anodengas,
werden der Reinigung zugeführt. Kryolithverluste werden durch Zugabe von Aluminiumfluorid in die Schmelze ausgeglichen.
Die Systemkapazität in modernen Elektrolysen liegt in der Größenordnung von
100.000 t Al/a. In vielen Aluminiumhütten werden aber mehrere Elektrolysesysteme
betrieben. Die meisten Hütten produzieren Aluminium mit einer Reinheit von 99,5 99,9 % Al; dies ist für die meisten Anwendungen akzeptabel. Der marginale Unterschied zu Reinstaluminium (99,96 bis 99,99 % Al) bewirkt jedoch Unterschiede in den
Materialeigenschaften: die Festigkeit von Reinstaluminium ist geringer als die von
Reinaluminium, die Leitfähigkeit für Strom und Wärme dagegen weitaus höher. Daher
wird es hauptsächlich in der Elektrotechnik und der Mikroelektronik verwendet.
Reinstaluminium wird durch die sog. Dreischichten-Raffinationselektrolyse hergestellt.
Der Anteil an der insgesamt erzeugten Aluminiummenge liegt jedoch bei weniger als
1 %.
Die eingesetzten Elektrolysezellen unterscheiden sich hinsichtlich der Art der Anoden
sowie in der Art der Tonerdechargierung. Bei den Anoden werden zwischen Söderberg-Anoden und vorgebrannten Anoden unterschieden. Söderberg-Anoden bestehen
aus einer vorgemischten Anodenmasse aus (Steinkohlen-) Teerpech und kalziniertem
(Petrol-) Koks, die kontinuierlich während des Elektrolysebetriebs durch die Ofenhitze
zu fester Anodenkohle verbackt. Bei der Stromzuführung werden horizontal (HSS) oder
vertikal (VSS) in die Anodenmasse ragende Strombolzen unterschieden.
Qualitative Anforderungen und unzureichende Kapselung der Zellen führten zur Entwicklung der vorgebrannten Anoden. Diese werden in einem vorgelagerten Prozessschritt aus Pech, Petrolkoks und Anodenresten hergestellt. Die Mischung wird geformt
und in gas- oder ölbetriebenen Ringkammeröfen gebrannt. In die Oberseite dieser
Anodenblöcke werden Stromführungsbolzen eingelassen. Diese Anoden werden in das
Elektrolysebad eingehängt und an die Stromführung angeschlossen. Zellen mit solchen
Anoden werden als PB-Zellen (pre baked) bezeichnet.
Hinsichtlich der Tonerdezugabe lassen sich drei Techniken unterscheiden. Bei der ältesten Methode wird die Kruste aus erstarrtem Elektrolyt und Tonerde seitlich aufgebrochen und eine größere Menge Tonerde in das Elektrolysebad nachchargiert. So
werden sogenannte Side Worked-PB-Zellen (SWPB) und auch Söderbergzellen mit
Tonerde versorgt. Aufgrund der auftretenden Verstaubung sowie unzureichender Möglichkeit der Dosierung und Automatisierung wurden die PB-Zellen weiterentwickelt. In
CWPB-Zellen (Center Worked Pre Baked) wird die Kruste in der Mitte zwischen zwei
Anodenreihen durch einen Stahlbalken durchbrochen und die Tonerde dort nachchar-
94
giert. Dieser Zellentyp wurde schließlich zu den sog. PFPB-Zellen (Point Feeder Pre
Baked) weiterentwickelt, dem heute am häufigsten eingesetzte Zellentyp. Hier ersetzen
mehrere Dosierstößel den Brechbalken der CWPB-Zelle. Die Tonerdezufuhr erfolgt
öfter, in kleineren Mengen und wird durch kontinuierliche Überwachung der Zellenspannung gesteuert. So wird eine wesentlich konstantere Al2O3-Konzentratrion im
Elektrolyten erreicht, wodurch die Zahl der Anodeneffekte sinkt, Emissionen insbesondere von Fluorkohlenstoff vermindert werden und die Stromausbeute gesteigert wird.
Wichtigstes Kennzeichen des Elektrolyseprozesses ist der hohe Verbrauch elektrischer
Energie. Zur Herstellung einer Tonne Hüttenaluminium werden in heutigen Elektrolysen im Durchschnitt zwischen 14.000 und 15.000 kWhel verbraucht. Der theoretische
Minimalbedarf an Energie für die Aluminiumelektrolyse liegt bei etwa 6.400 kWhel pro
Tonne Aluminium (Gielen, 1997). Zur Bereitstellung von direkter Wärmeenergie werden außerdem etwa 5,2 GJ/tAl (IKARUS) in Form von Erdgas und Heizöl benötigt.
Moderne PFPB-Zellen haben heute mit 13.500 bis 14.000 kWhel/tAl den geringsten
spezifischen Stromverbrauch. Der von SWPB-Zellen liegt durchschnittlich bei 14.600
kWh/t, der von CWPB-Zellen bei 15.500 kWh/t und der von Söderbergzellen bei 16.600
kWh/t (Schwarz/Briem, 2000; Carouge, 2000). Dabei beinhaltet der Stromverbrauch
der Söderbergzellen allerdings auch den Energieaufwand zum Brennen der Anodenmasse in der Elektrolysezelle, was bei den PB-Zellen in einem getrennten Prozessschritt erfolgt. Der Anteil der Söderberg-Technik ist den letzten Jahren sehr zurückgegangen, ebenso werden auch die CWPB- und die SWPB-Technik an Bedeutung verlieren. Bei den heute üblicherweise eingesetzten PFPB-Zellen ist der Verbrauch von
Anodenmaterial während der Elektrolyse mit etwa 400 bis 450 kg C/tAl relativ hoch.
Nach der Elektrolyse werden daher die nicht abgebrannten Anodenreste in die Anodenproduktion zurückgeführt. Daneben werden Petrolkoks und Elektrodenpech eingesetzt (Abbildung 2.2-10). Die Ausgangsstoffe für 1000 kg Anoden haben insgesamt
entsprechend ihrem unteren Heizwert einen Energieinhalt von etwa 33,2 GJ/tAnode
(FfE). Zudem fallen bei der Anodenherstellung zwischen 4,2 und 5,5 GJ/tAnode für Erdgas bzw. Heizöl an. Der Anodenverbrauch von 400 bis 450 kg/tAl entspricht somit einem Energieverbrauch von 15 bis 17 GJ/tAl. Die Kathode besteht ebenfalls hauptsächlich aus Kohlenstoff. Sie wird aber während des Elektrolyse-Prozesses praktisch nicht
verbraucht.
2.2.3.2 Herstellung von Sekundäraluminium
Aluminium wurde schon recycelt seit es zu Beginn des letzten Jahrhunderts erstmals
kommerziell produziert wurde. In Deutschland stand erstmals Anfang der 30er Jahre
eine für die industrielle Wiedergewinnung notwendige Menge an Schrott zur Verfü-
95
gung. Recyceltes Aluminium macht heute knapp ein Drittel des weltweiten Aluminiumverbrauchs aus. Im europäischen Durchschnitt wird für die Herstellung von Sekundäraluminium endenergetisch gesehen nur etwa 13 % der Energie der Primärerzeugung
benötigt.
Die Verarbeitung von Knetlegierungsschrotten, hauptsächlich sortenreinen Verarbeitungs- und Fabrikationsabfällen, zu Vormaterialien für die Herstellung von Halbzeugen,
d. h. zu Walz- und Pressbarren, erfolgt durch Aluminium-Umschmelzwerke, sog. Remelter. Mitunter werden saubere und sortenreine Produktionsschrotte auch direkt in den
Gießereien der Primärhütten und Halbzeugwerke zusammen mit Elektrolysemetall eingeschmolzen. Die Verarbeitung von Gusslegierungsschrotten und stärker verunreinigten Vorstoffen wie z. B. Spänen und Krätzen zu Gusslegierungen und Desoxidationsaluminium wird in den Aluminium-Schmelzhütten durch sog. Refiner vorgenommen. Ihren Namen haben die Refiner davon, dass bei der Produktion der Gusslegierungen ein
Raffinerieprozess nachgeschaltet ist. Sowohl Refiner als auch Remelter entstammen
bisher überwiegend dem mittelständischen Unternehmerbereich. 1998 gab es in
Deutschland 13 Refiner, von denen nur drei eine Produktionskapazität von über 50.000
t hatten; daneben gab es 21 Remelter.
Aluminiumhaltige Produkte und stark verunreinigte Vorstoffe müssen vor dem Einschmelzen aufbereitet werden. Die wichtigsten Verfahren zum Trennen des Aluminiums von anderen metallischen Stoffen sind das Shreddern und die anschließende
Sink-Schwimm-Aufbereitung. Bei den Shredderanlagen schwankt der Energieverbrauch der Hammermühlen zwischen 21 und 39 kWhel/t Durchsatz, der Verbrauch
bei der Windsichtung liegt zwischen 8 und 18 kWhel/t. Somit liegt der Gesamtverbrauch
der Shredderanlagen zwischen 29 und 57 kWhel/t Durchsatz (ohne Allokation). Der
Energiebedarf hängt dabei von der Größe und Beschaffenheit des Schrottes ab. Der
durchschnittliche Energiebedarf der Schwimm-Sink-Aufbereitung beläuft sich auf 59
kWhel/t (Wolf, S., 2000). Auf die Aufbereitung von verunreinigten Spänen wird in diesem Zusammenhang nicht eingegangen. Eine gute Schrottvorbehandlung ist die Voraussetzung, um bei der anschließenden Verhüttung Schadstoffemissionen in die Luft
und den Anfall von Abfällen und Reststoffen wie z. B. Salzschlacke zu minimieren.
In Abhängigkeit von den Einsatzmaterialien und der gewünschten Produktqualität
kommen bei der Sekundäraluminiumerzeugung verschiedene Schmelzaggregate zur
Anwendung. Die Auswahl des Schmelzverfahrens wird vom Metallanteil der Schrotte,
Art und Umfang der Verunreinigungen, der Schrottgeometrie, der Legierungswechselhäufigkeit und Betriebsweise bestimmt. Grundsätzlich besteht die Möglichkeit, Schrotte
mit oder ohne Salz einzuschmelzen. Als Schmelzaggregate finden die salzbetriebenen
Drehtrommelöfen, die starr oder kippbar ausgeführt sind, salzlos betriebene Herdöfen
96
(Closed-well Herdofen, Side-well Herdofen) oder Induktionsöfen Verwendung. Schrotte
zur Herstellung von Gusslegierungen werden häufig in Drehtrommelöfen geschmolzen.
Dabei handelt es sich meist um Altschrotte mit einem hohen Verunreinigungsgrad oder
um Schäume und Krätzen. Herdöfen in unterschiedlichsten Varianten werden für die
Herstellung von Knetlegierungen bevorzugt. Induktionsöfen werden in den Schmelzwerken aufgrund der Anforderung nach sauberen, praktisch oxidfreien Schrotten nur
vereinzelt eingesetzt. Haupteinsatzgebiet für Induktionsöfen sind die Gießereien.
Für das Recycling von Aluminium aus Altautos und Verpackungen sind Drehtrommelöfen das wichtigste Schmelzaggregat. Das Einschmelzen der Schrotte geschieht dabei
nach dem Salzbadprozess. In diesem speziell zur Verarbeitung stark verunreinigter
Schrotte geeigneten Verfahren wird der Schrott in ein Bad aus flüssigem Schmelzsalz,
bestehend aus etwa 60 bis 75 % NaCl, 25 bis 40 % KCl sowie 1 bis 3 % CaF2, chargiert. Das Schmelzsalz deckt im Ofen das Metall ab und schützt es so vor der oxidierenden Atmosphäre; gleichzeitig nimmt es Verunreinigungen aus der Schmelze auf,
insbesondere Oxide. Durch die Drehbewegung des Ofens findet eine ständige Durchmischung von Metall- und Salzphase statt. Das in Abhängigkeit vom Verunreinigungsgrad des Schrottes in den Ofen eingebrachte Schmelzsalz (zwischen 250 und 350 kg
je Tonne Aluminium) wird nach dem Schmelzprozess in verunreinigter Form als sog.
Salzschlacke getrennt vom Metall abgezogen. Bei einer Aufnahmefähigkeit des Salzes
für Verunreinigungen von 30 bis 40 % fallen je nach Reinheit der eingesetzten Vorstoffe zwischen 300 und 500 kg Salzschlacke pro Tonne Aluminium an. Die Salzschlacke besteht durchschnittlich zu 60 % aus löslichen Salzen, zu 33 % aus unlöslichen
Bestandteilen (Oxide, Chloride) und zu 7 % aus metallischem Aluminium (Krone,
2000). Die ökologische Problematik der Salzschlacke liegt zum einen in der Wasserlöslichkeit der Chloride und zum anderen in der Entstehung von teils geruchsbelästigenden, teils giftigen und sogar explosiven Gasen bei Kontakt mit Wasser oder Feuchtigkeit. Daher wird die Salzschlacke in Deutschland aufbereitet, eine Deponierung ist
nicht zulässig.
Ziel der Aufbereitung ist es, Salz und Metall zurückzugewinnen und zusätzlich einen
verwertbaren oder zu deponierenden Rückstand zu erzeugen. Die Verwertung von
Salzschlacke erfolgt dabei durch eine Kombination aus trockener und nasser Aufbereitung. Durch die trockene Aufbereitung wird das enthaltene metallische Aluminium
zurückgewonnen. Nachfolgend wird das verbleibende Material gelaugt, wobei entweder eine vollständige Rückgewinnung des Salzes verfolgt wird oder aber nur der KClAnteil wiedergewonnen wird. Der bei der Salzschlackenaufbereitung zurückgewonnene
Aluminiumanteil wird als Schlackengröbe bezeichnet. Für die Aufbereitung fallen insgesamt etwa 2,1 GJ/tAl thermische Energie und 0,3 GJ/tAl elektrische Energie an
(Krone, 2000; IKARUS).
97
Drehtrommelöfen werden brennstoffbeheizt, in der Regel mit Erdgas. Salzarm bzw.
salzfrei arbeitende Kipptrommel- oder Herd- bzw. Mehrkammeröfen gewinnen an Bedeutung. Die Schmelzen werden flüssig in ebenfalls brennstoffbeheizte Warmhalteöfen
überführt und darin legiert. Zur Verbesserung der Qualität der Schmelze kann eine
Raffination durchgeführt werden, bei der Verunreinigungen in der Schmelze durch den
Zusatz von Raffinationsmitteln beseitigt werden. Anschließend wird die Schmelze vergossen oder in Flüssigtransportbehälter abgefüllt. Produkte von Refinern sind Gusslegierungen in Form von Masseln oder Flüssigaluminium, die zu den Gießereien transportiert werden, sowie Desoxidationsaluminium für die Stahlherstellung. Produkte von
Umschmelzwerken (Remeltern) sind Knetlegierungen in Form von Walz- und Pressbarren sowie ebenfalls Flüssigaluminium.
Die durchschnittliche spezifische Endenergie für das Schmelzen von Aluminium in den
meist erdgasbetriebenen Drehtrommelöfen liegt bei etwa 4.800 MJ/t (Boin et al., 2000).
Für die nachfolgende Raffination und das Warmhalten der Schmelze bis zum Vergießen werden durchschnittlich weitere 2.000 MJ/t benötigt, ebenfalls meist in Form von
Erdgas. Der gesamte Verbrauch elektrischer Energie liegt bei ungefähr 330 kWhel/t.
Unter Einbeziehung der Salzschlackeaufbereitung und einem Bereitstellungsnutzungsgrad von Erdgas von 90 % ergibt sich der Gesamtprimärenergiebedarf für die Verhüttung von Aluminium zu etwa 13.600 MJPrim/t. Eine neue Entwicklung zur Herstellung
von Sekundärlegierungen auf Basis regenerativer Energie ist das Konzept des solarthermischen Recyclings von Aluminium. Hierzu wurde eine Testanlage bei der DLR in
Köln entwickelt. Die erste Pilotanlage dieser Art soll in Almeria (Spanien) errichtet werden. Die Solaranlage benötigt etwa 1 Mio. € mehr an Investitionskosten als eine konventionelle Anlage, dafür aber liegen die Betriebskosten um etwa 150.000 € niedriger.
(Glasmacher-Remberg, 2001)
2.2.4 Verarbeitung von Aluminium
2.2.4.1 Aluminiumwerkstoffe
Das Produkt der Schmelzflusselektrolyse ist flüssiges Hüttenaluminium mit einer Reinheit von etwa 99,5 - 99,9 % Al. Wenn nicht eine besondere Festigkeit gefordert ist,
kann dieses Reinaluminium direkt weiterverarbeitet werden. Ein hoher Reinheitsgrad
ist erforderlich, wenn das Aluminium beispielsweise durch Strangpressen weiterverarbeitet oder zu Folien und Dünnband für die Verpackungsindustrie gewalzt werden soll.
Hierzu müssen Aluminiumsorten verwendet werden, die weitgehend frei sind von
nichtmetallischen Einschlüssen und Bestandteilen, da sonst Poren und kleine Löcher
im Walzgut entstehen.
98
Unlegiertes Aluminium wird ferner seiner Korrosionsbeständigkeit wegen verwendet.
Diese beruht auf Bildung einer oxidischen Deckschicht, die das Metall an Luft oder in
wässriger Lösung überzieht. Örtliche Unterschiede in der chemischen Zusammensetzung des Aluminiums, wie sie durch schädliche Beimengungen wie Kupfer oder Eisen
entstehen können, verursachen jedoch Korrosion. Zur Erreichung gewisser Reinheiten
bzw. gewisser Materialeigenschaften machen die Legierungszusätze bei Altschrott
daher mitunter die Zugabe von Primäraluminium bei der Herstellung von Sekundäraluminium nötig.
Die wichtigsten industriellen Anwendungsfelder von Reinaluminium liegen in der Stahldesoxidation zur Entfernung des Sauerstoffs im Stahlbad sowie in der Chemie und der
Elektrotechnik. Für einige spezielle Anwendungen wird Reinstaluminium mit einer
Reinheit von mehr als 99,9 % gefordert; wegen seiner hohen Wärme- und Leitfähigkeit
wird es insbesondere in der Elektrotechnik und der Mikroelektronik verwendet.
Die breite Nutzung der Vorteile des Aluminiums, nämlich seine geringe Dichte und
große Korrosionsbeständigkeit, für Maschinenbau, Fahrzeugbau und Bauwesen wurde
erst möglich durch Verbesserung der Festigkeitseigenschaften. Hierzu werden dem
Aluminium Legierungselemente zugegeben. Man unterscheidet zwischen Gusslegierungen und Knetlegierungen und weiter zwischen aushärtbaren und nicht aushärtbaren
Legierungen. Bei Gusslegierungen stehen das Formfüllungsvermögen und die Vergießbarkeit im Vordergrund, bei Knetlegierungen die plastische Verformbarkeit; Knetlegierungen haben daher meist sehr gute Festigkeitswerte. Deshalb weichen die
Gusslegierungen in ihrer Zusammensetzung mitunter erheblich von Knetlegierungen
ab; der Gehalt an Legierungselementen wie Silizium und Kupfer ist bei Gusslegierungen höher. Gusslegierungen werden meist aus Recyclingmaterial hergestellt, lediglich
bei besonders hohen Anforderungen wird Primäraluminium eingesetzt. Zweck des
Aushärtens ist eine Festigkeitssteigerung durch Wärmebehandlung. Bei nicht aushärtbaren Legierungen kann eine Festigkeitserhöhung nur durch Kaltverfestigung erreicht
werden.
Aluminium-Gusslegierungen weisen meist recht hohe Legierungsgehalte auf, im
Durchschnitt 12 %. Die wichtigsten Legierungselemente sind Silizium, Kupfer, Magnesium und Zink. Daneben liegen noch unterschiedlich hohe Gehalte an zulässigen Beimengungen (z. B. Eisen) vor. Die Eigenschaften von Gussteilen werden insbesondere
durch die Schmelzbehandlung und das Gießverfahren (Erstarrungsbedingungen) beeinflusst. Die gebräuchlichsten Gießverfahren sind Sandguss, Kokillenguss und Druckguss. Die Lieferung erfolgt meist in Form von Masseln. Allerdings hat sich in den letzten Jahren für Großabnehmer, wie z. B. die Automobilindustrie, der Einsatz von Flüs-
99
sigmetall immer mehr durchgesetzt. Auf den Einfluss der Legierungselemente auf die
Werkstoffeigenschaften soll hier nicht eingegangen werden.
Aluminium-Knetlegierungen sind meist nicht sehr hoch legiert, durchschnittlich 2 bis
2,5 %, und dürfen nur geringe Gehalte an zulässigen Beimengungen aufweisen. Die
wichtigsten Legierungselemente sind Mangan, Magnesium, Silizium und Kupfer.
Insbesondere Aluminium-Magnesium-Legierungen sind äußerst korrosionsbeständig,
weswegen sie in der Blechverarbeitung, bei Fassadenelementen im Baugewerbe und
im Fahrzeugbau eine wichtige Rolle spielen. Knetwerkstoffe werden durch Kneten
(Walzen, Strangpressen, Ziehen, Schmieden) zu Halbzeug verarbeitet. Die Lieferung
erfolgt in Stranggussformaten an Halbzeugwerke, von dort in Halbzeugform an den
Weiterverarbeiter. Typische Halbzeuge aus Knetlegierungen sind Bleche, Folien und
Profile.
Die heutigen Standardlegierungen decken einen breiten Eigenschaftsbereich vom weichen, unlegierten Aluminium bis zu den höchstfesten Legierungen ab und sind somit
für den Grossteil der Anwendungen ausreichend. Die noch erreichbaren Verbesserungen der Werkstoffeigenschaften durch Optimierung, Weiterentwicklung und durch den
Einsatz neuer Verarbeitungstechniken sind begrenzt. Daher können diese Werkstoffe
oft nicht die speziellen Anforderungen erfüllen, wie sie z. B. von der Luft- und Raumfahrt, dem Kraftfahrzeugbau und der Wehrtechnik gefordert werden. Aus diesem Grund
wurden in letzter Zeit neue Werkstoffe auf Aluminiumbasis entwickelt. Hierzu gehören
Aluminium-Verbundwerkstoffe, pulvermetallurgisch hergestellte dispersionshärtende
Aluminiumwerkstoffe, Aluminium-Lithium-Legierungen sowie Schaumaluminium. Der
Anteil dieser neuartigen Werkstoffe ist mengenmäßig gesehen jedoch äußerst gering.
Auf der Suche nach leichteren Werkstoffen mit spezifisch hohen Steifigkeiten stellen
metallische Schäume eine interessante Möglichkeit dar. Hieran wird zur Zeit intensiv
entwickelt. Die Verwendung dieser neuartigen Werkstoffe wird die Sekundäraluminiumindustrie als Verarbeiter der zurücklaufenden Schrotte vor neue technische Herausforderungen stellen.
Schaumaluminium ist ein hochporöser metallischer Werkstoff. Ähnlich wie Kunststoffe
wird hierfür Aluminium zu einem stark expandierten, spezifisch leichten Material mit
zellularer Struktur aufgeschäumt. Die Dichte von Aluminiumschaum liegt dabei zwischen 0,1 und 0,7 g/cm3 (Reinaluminium hingegen hat eine Dichte von 2,69 g/cm3).
Von den verschiedenen Verfahrensmöglichkeiten zur Herstellung metallischer
Schäume haben die schmelzmetallurgischen und pulvermetallurgischen Verfahren die
größte Entwicklungsreife erlangt. Die Herstellung verschiedener Formen ist durch Variation der Aufschäumbedingungen möglich. So können Bleche, Profile (Stangen, Platten), dreidimensionale Formteile und auch Hohlkörper hergestellt werden. Eine wich-
100
tige Eigenschaft des Werkstoffes ist das Vermögen, bei Stoßbeanspruchung Energie
zu absorbieren. Ferner ist Schaumaluminium sehr gut schallabsorbierend, vibrationsund wärmedämmend. Durch seine hohe thermische Formstabilität, Feuer- und Hitzebeständigkeit ist es den Kunstoffen weit überlegen. Aufgrund ihrer geschlossenporigen
Struktur schwimmen Aluminiumschäume in Wasser. Wichtige Anwendungsbereiche
sind z. B. selbsttragende Superleichtbauweisen im Transport- und Bauwesen, Versteifungen von knick- oder stauchgefährdeten Hohlteilen sowie schallabsorbierende Verkleidungen. Im Kraftfahrzeugbau können Aluminiumschäume insbesondere dort eingesetzt werden, wo für großflächige Teile ein günstiges Verhältnis von Masse zu Steifigkeit gefordert ist (Bodengruppen, Motor- und Kofferraumhauben) oder für Elemente zur
Absorption von Aufprallenergie in den Crashzonen. Zu den zahlreichen Anwendungsmöglichkeiten in der Bauindustrie gehören Fassadenelemente, Fensterprofile, Rollläden, Aufzugskabinen.
2.2.4.2 Herstellung der Vorprodukte für die Halbzeugfertigung
Das flüssige Aluminium aus der Schmelzflusselektrolyse wird in den Schmelz- oder
Gießöfen mit Legierungselementen versetzt ("gattiert"). Die Schmelze wird – sowohl
bei Primär- als auch Sekundäraluminium – anschließend von Oxiden und Gasen gereinigt und dann vergossen. Man unterscheidet grundsätzlich drei verschiedene Grundtypen von gegossenem Aluminium, nämlich
•
die zum Wiederaufschmelzen bestimmte Gussmassel
•
den Blockguss, durch den sowohl Primär-, als auch Sekundäraluminium in Vorprodukte für die Halbzeugwerke gegossen werden (Knetlegierungen)
•
den Formguss, durch den ohne weitere Umformung verwendbare Gussstücke
hergestellt werden (Gusslegierungen)
Nur die beiden ersten Typen dienen der Herstellung von Halbzeug, denn die Produkte
der Formgießerei werden keiner weiteren Umformung mehr unterworfen. In diesem
Sinne sind Formgießereien nicht zu den Halbzeugwerken zu zählen und werden daher
im nächsten Abschnitt beschrieben.
Die Herstellung von Gussmasseln aus unlegiertem Aluminium erfolgt im Anschluss an
den Elektrolyseprozess in der Hüttengießerei. Sie werden wieder eingeschmolzen und
– unlegiert bzw. legiert – zu Formaten vergossen, die zu Halbzeug verarbeitet werden.
Masseln aus unlegiertem Aluminium werden insbesondere für die Desoxidation von
Stahl benutzt. Masseln aus Aluminiumlegierungen sind für die Herstellung von Halbzeug von untergeordneter Bedeutung.
101
Für die Halbzeugfertigung werden Walzbarren, Rundbarren (Pressbarren, Pressbolzen) und Drahtbarren benötigt. Diese Formate werden sowohl in den Gießereien der
Hüttenwerke als auch der Halbzeugwerke gegossen; eine zunehmend übliche Lieferform an Gießereien und Halbzeugwerke ist der Transport als Schmelze. Bei diesem
sog. Blockgießen wird zwischen kontinuierlichen und diskontinuierlichen Gießverfahren
unterschieden. Bei diskontinuierlichen Verfahren wird jeweils nur ein Stück in eine Kokille vergossen. In den letzten 20 bis 30 Jahren erlangten aber die sog. kontinuierlichen
Gießverfahren zunehmende Bedeutung. Hierbei werden "endlose" Gussstücke
(Stränge, Bänder oder Drähte) gegossen, die dann je nach Verfahren aufgerollt oder,
beim Strangguss, in einzelne Stücke zerteilt und weiterverarbeitet werden.
Kontinuierliche Gießverfahren – wie z. B. Bandguss, Strangguss; Drahtguss; Gießwalzen – arbeiten fortlaufend nach folgendem Prinzip: die Schmelze trifft auf die Kokille,
erstarrt dort je nach Verfahren in Draht-, Strang- oder Bandform und tritt dann kontinuierlich aus der Kokille aus. Nach Gießrichtung (horizontal, vertikal) bzw. nach Kokillenart (beweglich, stationär) kann eine Einteilung der Verfahren erfolgen. Beim kontinuierlichen Gießen entfällt der Verfahrensschritt der aufwendigen Blockvorwärmung zum
Warmwalzen. Dadurch ist weniger Energie erforderlich, die Verarbeitungskosten sinken und die Produktivität steigt.
Die Aluminium-Halbzeugwerke erhalten die zu verarbeitenden Vorprodukte entweder
von einer Hütte oder aus einem eigenen Umschmelzbetrieb. Im Halbzeugwerk werden
die Vorprodukte einem weiteren Umformen wie z. B. Strangpressen oder Walzen
unterzogen. Bezüglich technologischer Entwicklung und Energieverbrauch beim
Gießen von Aluminium wird auf die entsprechende Fachliteratur verwiesen.
2.2.4.3 Gießen und Umformen von Aluminium
Bei der Teilefertigung durch Gießen, dem Formguss, werden Gusslegierungen aus
dem flüssigen bzw. teilerstarrten Zustand über eine Gießform in ein Gussstück mit definierter Gestalt und einem bestimmten Eigenschaftsspektrum überführt, das u. a. endmaßnahe Abmessungen einschließt. Die an die Formgießereien gelieferten Gusslegierungen – sei es als Block oder in flüssiger Form – stammen mehrheitlich aus Schrottumschmelzwerken. Teilweise werden sie auch aus Hüttenaluminium hergestellt, insbesondere für Formgussteile, welche höheren Ansprüchen genügen und damit eine höhere Reinheit aufweisen müssen.
Die klassischen Formgießverfahren, mit denen Aluminium-Gusslegierungen verarbeitet
werden, sind der Sandguss, der Kokillenguss und der Druckguss. Im Jahr 2000 lag der
Anteil von Druckguss bei 56 %, von Kokillenguss bei 35 %, von Sandguss bei 8 %; die
verbleibenden Sondergießverfahren beliefen sich anteilsmäßig auf weniger als 1 %.
102
Beim Sandguss wird mit verlorenen Sandformen und Dauermodellen gearbeitet. Dies
bedeutet, dass nach jedem Abguss die Form zerstört wird, die Modelle aber immer
wieder eingesetzt werden können. Sandguss hat in der Regel eine geringere Festigkeit
und aufgrund der rauen Oberfläche eine schlechtere Korrosionsbeständigkeit.
Daneben gibt es die Dauerform-Gießverfahren Kokillenguss und Druckguss. Der
Hauptunterschied zum Sandguss liegt in der kürzeren Erstarrungszeit und den somit
besseren Festigkeitseigenschaften sowie in einer höheren Maßgenauigkeit. Wegen der
geringen Schmelztemperatur von 680 bis 750 °C lassen sich Aluminium-Legierungen
sehr gut in metallische Formen vergießen, da es nur zu einem geringen Angriff der
Formen durch die Aluminium-Schmelze kommt. Aufgrund der höheren Kühlwirkung der
Formen ergeben sich kurze Erstarrungs- und Fertigungszeiten. Beim Kokillenguss wird
mit metallischen Dauerformen, den Kokillen gearbeitet. Die wichtigsten Verfahren sind
Schwerkraft-Kokillengießen und Niederdruck-Kokillengießen. Beim Druckgießen wird
die Schmelze mittels eines Gießkolbens mit hoher Geschwindigkeit und unter hohem
Druck (150 bis 200 bar) in eine Stahlform gegossen. Die Erstarrung erfolgt noch unter
Druckeinwirkung. Der Hauptvorteil gegenüber dem Kokillenguss liegt in der sehr hohen
Maßgenauigkeit der Gussteile. Nachteilig kann sich die erhöhte Porosität in den
Druckgussteilen auswirken. Druckguss ist zudem schlecht schweißbar und im Vergleich zu anderen Gießverfahren aufgrund der höheren Werkzeugkosten teuer. Neuere
Verfahren wie das Thixoforming, der Vakuumdruckguss oder das Gießpressen
(Squeeze Casting) ermöglichen mechanische Eigenschaften ähnlich denen von
Schmiedeteilen. Der Hauptanteil der Aluminium-Gusslegierungen gelangt im Fahrzeugbau zum Einsatz (Zylinderköpfe, Motorblöcke, Getriebegehäuse).
Die Aluminium-Halbzeugwerke erhalten die zu verarbeitenden Barren, Bänder oder
Bolzen entweder von einer Hütte oder aus einem eigenen Umschmelzbetrieb. In den
Halbzeugwerken wird zunächst ein "Kneten" der gegossenen Blöcke durchgeführt,
d. h. eine Umformung bei Temperaturen von ca. 350 bis 550 °C. Je nach dem hierfür
verwendeten Verfahren spricht man von Warmwalzen, Strangpressen oder Schmieden
(Freiformschmieden und Gesenkschmieden). Anschließend erfolgt oftmals eine Kaltumformung, z. B. das Kaltwalzen von Bändern oder Blechen oder das Ziehen von
Drähten.
Gewalzte Produkte, d. h. Bleche, Feinbleche, Bänder und Folien, machen in Deutschland über 70 % der Aluminiumhalbzeuge aus. Folien kommen dabei hauptsächlich im
Verpackungsbereich zum Einsatz, Bleche insbesondere im Bauwesen für Bedachungen und Fassaden. Beim Walzen durchläuft das Aluminium zunächst ein Warmwalzwerk und wird anschließend zum Kaltwalzwerk weitertransportiert; welches sich jedoch
nicht notwendigerweise am selben Ort befindet. Im Warmwalzwerk werden zunächst
103
etwa 600 mm dicke Aluminiumbarren auf etwa 500 °C erwärmt und dann kontinuierlich
auf eine Breite von ungefähr 6 mm reduziert. Dieses Aluminiumband wird aufgerollt
und zum Kaltwalzwerk transportiert. Hier werden die Legierungen auf Breiten von etwa
0,05 mm gewalzt.
Der Anteil der stranggepressten Produkte am Halbzeug liegt bei etwa 25 %. Der Bausektor stellt hier den größten Markt, gefolgt vom Automobilsektor. Wichtige Anwendungen im Baubereich sind dabei Fenster- und Türrahmen, Außenverkleidungen sowie
Bedachungen. Beim Strangpressen werden vorgegossene Aluminiumknüppel auf etwa
450 bis 500 °C erwärmt und dann unter hohem Druck durch eine Pressform gedrückt.
Diese bestimmt die Form der Erzeugnisse. Den größten Anteil am Strangpressen haben Al-Mg-Si-Legierungen. Typische Halbzeuge beim Strangpressen sind Profile,
Rohre, Stangen und Drähte.
Ein Teil des Halbzeuges wird im warmumgeformten Zustand an die weiterverarbeitenden Firmen geliefert, und zwar in Form von Strangpressprofilen, Schmiedeteilen oder
warmgewalzten Blechen oder Bändern. Bei Profilen erfolgt vor der Auslieferung teilweise eine schwache Kaltumformung durch Recken oder Richten der nach dem
Strangpressen zunächst leicht verworfenen Profile. Bei der Weiterverarbeitung durchläuft das Halbzeug die letzte Fabrikationsstufe, bevor es in der Gestalt eines Fertigproduktes an den Verbraucher gelangt. Die Verarbeiter geben dem Aluminiumhalbzeug
zunächst die gewünschte Form. Die angewendeten Verfahren der Formgebung sind
entweder spanlos (z. B. Tiefziehen, Streckziehen, Fließpressen, Abkanten) oder spanabhebend (z. B. Fräsen, Bohren, Drehen). Eine besondere Bedeutung kommt der
Oberflächenbehandlung zu.
Bei der Halbzeugherstellung wird elektrische Energie für den Betrieb der Produktionsanlagen und thermische Energie für die Wärmebehandlungsprozesse benötigt. Der
Energiebedarf richtet sich dabei nach der Art des Halbzeugs, den Produktionsanlagen
und Fertigungsabläufen sowie nach der Art der Legierung. Für großvolumige Massenfabrikate gelten dabei günstigere Werte als für Speziallegierungen. Es ist folglich
schwierig, den Energiebedarf zu quantifizieren. Die Verbräuche schwanken dabei zwischen 620 kWh/t (2,2 GJ/t) elektrischer Energie und 3,3 GJ/t thermischer Energie für
Walzprodukte bis hin zu 1.320 kWh/t (4,8 GJ/t) elektrischer Energie und 4,2 GJ/t thermischer Energie für stranggepresste Produkte (EAA, 2000). Bei der derzeitigen Produktionsstruktur von Halbzeug in Deutschland mit etwa 75 % Walzprodukten und 25 %
Strangpressprodukten errechnet sich hieraus ein durchschnittlicher Gesamtendenergiebedarf von etwa 6,5 GJ/t Halbzeug. Dies entspricht 11,8 GJPrim/t.
104
2.2.5 Energiebedarfsanalyse für Aluminium und zukünftige Entwicklung bis 2020
Im Folgenden wird versucht, den Energiebedarf der Aluminiumindustrie zu quantifizieren. Die in Abbildung 2.2-11 dargestellten spezifischen Energieverbräuche nach Krone
(2000) stimmen weitgehend mit den Werten der IKARUS-Datenbank überein. Es handelt sich dabei allerdings um europäische Durchschnittswerte, wie sie in einer Studie
des EAA für das Jahr 1996 ermittelt wurden. Eine neuere Studie des EAA aus dem
Jahr 2000 lässt aufgrund eines geänderten methodischen Ansatzes zur Ermittlung der
spezifischen Energieverbräuche eine solche Darstellung nicht zu. Somit kann eine zeitliche Entwicklung nicht nachvollzogen werden. Laut Angaben der Verbände liegen
keine Daten dieser Art für Deutschland vor. Aufgrund des nicht unerheblichen Außenhandels mit Aluminium in Deutschland scheint ein solcher europäischer Ansatz auch
sinnvoll. Dennoch muss darauf hingewiesen werden, dass es sich bei besagten Daten
um Durchschnittswerte handelt, die lediglich als richtungsweisend angesehen werden
können und im Einzelfall mitunter erheblich von individuellen Prozessdaten abweichen
können. Der Energiebedarf schwankt dabei je nach Technologie der Produktionsanlage, nach Art der herzustellenden Legierung, nach Kapazität der Anlage, nach Menge
und Qualität des Schrotteinsatzes. Insbesondere die Quantifizierung der Sekundärproduktion und somit ihre energetische Bewertung stellt aufgrund der unklaren statistischen Erfassungslage ein Problem dar. Nachfolgende Abbildung zeigt die durchschnittliche spezifische Endenergieaufwendung für die Herstellung von Aluminium.
Dabei wird unterschieden zwischen Primär- und Sekundärerzeugung sowie zwischen
Brennstoff- und Stromeinsatz.
Der spezifische Gesamtendverbrauch an thermischer und elektrischer Energie für die
Herstellung einer Tonne Primäraluminium beläuft sich auf etwa 111 GJ/t Al. Daran hat
die Elektrolyse einen Anteil von knapp 49 %. Der Gesamtendenergieaufwand für die
Herstellung einer Tonne Sekundäraluminium liegt bei 14 GJ/t. Somit wird für die Herstellung von Sekundäraluminium endenergetisch gesehen nur knapp 13 % der Energie
der Primärerzeugung benötigt.
105
Abbildung 2.2-11: Spezifischer Endenergiebedarf zur Herstellung von Aluminium
Brennstoffeinsatz zur
Primäraluminiumerzeugung
55,2 GJ/t Al
Elektrolys e (inkl.
Anodenverb.)
23,2 GJ/t
42%
Gießerei
1,7 GJ/t
3%
Tonerdehers tellung
20,3 GJ/t
37%
Bergbau
und
Übers eetrans port
10,0 GJ/t
18%
Brennstoffeinsatz zur
Sekundäraluminiumerzeugung
11,9 GJ/t Al
Schmelzen
4,6 GJ/t
38%
Schr otttr ansport
0,9 GJ/t
8%
Ra ffination
1 ,8 GJ /t
15%
Stromeinsatz zur
Primäraluminiumerzeugung
15.400 kWh/t Al (55,4 GJ/t Al)
Schr ottaufbe reitung
2,5 GJ/t
21%
Salz schlackenau fber eitung
2,1 GJ/t
18 %
Tonerdehers tellung
500
kW h/t
3%
Elektrolys e
14.900
kWh/t
97%
Stromeinsatz zur
Sekundäraluminiumerzeugung
470 kWh/t Al (1,7 GJ/t Al)
Schrottau f
ber eitung
52 k Wh/t
11 %
Raf fination
5 k Wh/t
1%
Schmelz en
324 k Wh/t
69%
Salz schlackenau fber eitung
89 k Wh/t
19 %
Quelle: Krone (2000)
Abbildung 2.2-12 stellt den Gesamtprimärenergiebedarf von Primär- und Sekundärproduktion gegenüber. Dabei wurden die Energieträger der verschiedenen Produktionsstufen mit ihrem jeweiligen Bereitstellungsnutzungsgrad bewertet. Der Bereitstellungsnutzungsgrad von Brennstoffen ist das Verhältnis des Heizwertes des Brennstoffes am
Einsatzort zum gesamten Energieaufwand, der für seine Bereitstellung erforderlich
war. Der Nutzungsgrad der Strombereitstellung zur Aluminiumerzeugung hängt stark
vom Wasserkraftanteil ab. Somit ist der Primärenergiebedarf von Land zu Land verschieden. Für den deutschen Strommix wird von einem Wirkungsgrad von 36 % ausgegangen. Der Primärenergiebedarf für die Primärproduktion beläuft sich auf knapp
212 GJPrim/t Al. Daran hat die Elektrolyse einen Anteil von 82 % gefolgt von der Tonerdeherstellung von 12 %. Die Verarbeitung von Bauxit zum Metall erfolgt jedoch häufig
an den Lagerstätten. Auf den Bauxitbergbau und den damit verbundenen Transport
106
entfallen weitere 5 % der eingesetzten Primärenergie. Der Transportanteil innerhalb
Deutschlands beträgt weniger als 2 % (Krone, 2000).
Der Primärenergiebedarf der Sekundärerzeugung beläuft sich auf etwa 18 GJPrim/t. Hier
hat das Schmelzen einen Anteil von 47 %, die Schrottaufbereitung von 18 %. Der
Transportanteil von 6 % ist relativ hoch durch das dezentrale Schrottaufkommen und
die daraus resultierenden Transportwege. Auch die Salzschlackeaufbereitung hat mit
etwa 18 % einen hohen Anteil am Energieverbrauch. Für die Herstellung von Sekundäraluminium werden aber insgesamt nur knapp 9 % der Primärenergie der Primärerzeugung benötigt. Bezüglich der Erfassung und Bewertung des spezifischen Energiebedarfs von Sekundäraluminium bleibt anzumerken, dass eigentlich eine Verteilung der
energetischen Aufwendungen für Bergbau, Aufschluss und Elektrolyse auf die gesamte
wiederholte Nutzung unter Einbeziehung des Recyclings vorzunehmen wäre. Denn der
Aluminiuminhalt der Sekundärrohstoffe wurde ja selbst einmal aus Primärrohstoffen
erzeugt.
107
Abbildung 2.2-12: Spezifischer Primärenergiebedarf zur Herstellung von Aluminium
Primärenergieeinsatz zur Primäraluminiumerzeugung 211,8 GJ/t Al
Gießerei
1,8 GJ/t
0,8%
Bergbau und
Transport
11,1 GJ/t
5,2%
Elektrolyse
172,9 GJ/t
81,6%
Tonerdeherstellung
26,1 GJ/t
12,3%
Primärenergieeinsatz zur Sekundäruminiumerzeugung 17,9 GJ/t Al
Schmelzen
8,4 GJ/t
46,8%
Transport
1,0 GJ/t
5,6%
Schrottaufbereitung
3,3 GJ/t
18,4%
Salzschlackeaufbereitung
3,2 GJ/t
17,7%
Raffination
2,1 GJ/t
11,5%
Laut Statistischem Bundesamt lag der gesamte Endenergieverbrauch in Deutschland
für die Erzeugung und erste Bearbeitung von Aluminium (Erzeugung von Tonerde,
Herstellung von Primär- und Sekundäraluminium sowie Halbzeug) im Jahr 2000 bei
knapp 71 PJ. Dies entspricht in etwa einem Primärenergieverbrauch von 154 PJ. Der
Anteil des Stroms am Endenergieverbrauch belief sich auf über 60 %. 1995 lag der
Gesamtendverbrauch bei 62 PJ. Die Zunahme der Gesamtproduktion von Aluminium
sowie von Halbzeug über den gleichen Zeitraum macht deutlich, dass in den letzten
Jahren keine bedeutenden Energieeinsparungen erreicht wurden. Tabelle 2.2-2 zeigt
eine Gegenüberstellung der Energieverbräuche von 1995 und 2000, aufgegliedert
nach Energieträgern. Dabei wird deutlich, dass der absolute Einsatz von Erdgas um
40 % gestiegen ist, während Heizöl und Kohle um 17 % bzw. 48 % zurückgegangen
108
sind. Bei Zugrundelegung der europäischen Durchschnittswerte bezüglich des
spezifischen Primärenergiebedarfs von Primär- und Sekundärerzeugung ergibt sich für
das Jahr 2000 ein Primärenergieverbrauch von ungefähr 138 PJ. Somit geben die
europäischen Werte den Verbrauch in Deutschland relativ gut wider.
Tabelle 2.2-2:
Primärenergieverbrauch der Aluminiumerzeugung in Deutschland,
1995 und 2000
[PJ]
*)
1995
2000
Strom
41,3
45,0
Erdgas
16,3
22,7
Heizöl
2,0
1,7
Braun- und Steinkohle
2,5
1,2
Gesamtverbrauch
62,1
70,6
Primärenergieäquivalente *)
137,9
153,5
Bereitstellungswirkungsgrade: Strom: 36 %, Erdgas: 90 %, Heizöl: 95 %, Kohle: 82 %
Quelle: Verband der Elektrizitätswirtschaft (VDEW), 1999; Energiebilanz der Bundesrepublik,
1998
Den größten Anteil am Energieverbrauch bei der Primäraluminiumherstellung (über
60 %) hat die Schmelzflusselektrolyse. Wurden in den 50er Jahren endenergetisch
noch etwa 21.000 kWh Strom je Tonne Hüttenaluminium eingesetzt, liegt der
Verbrauch elektrischer Energie heute bei modernen Schmelzflusselektrolysen bei etwa
13.500 kWhel/tAl. Obwohl der theoretische Minimalbedarf an Energie bei ungefähr 6.400
kWhel/tAl (Gielen, 1997) liegt und somit ein beträchtliches Potenzial an Einsparungen zu
bestehen scheint, ist der Hall-Héroult Prozess selbst technologisch bereits äußerst
ausgereift. Stromeinsparpotenzial in der Primäraluminiumindustrie als Ganzes besteht
noch im verstärkten Einsatz der PFPB-Technik, z. B. durch Ersetzen alter Elektrolysezellen oder beim Ausbau bestehender Anlagen.
Charakteristisch für die Entwicklung der Verfahrenstechnik bei der Herstellung von
Primäraluminium, besonders im letzten Jahrzehnt, waren der Übergang zu größeren
Zellen und höheren Stromstärken sowie eine Verbesserung von Zellendesign, Badzusammensetzung und Einspeisesystem. Neben diesen "autonomen" Entwicklungen, die
zu einer wesentlichen Verbesserung der Wirtschaftlichkeit der Metallgewinnung und
ebenfalls zu einer Reduzierung des Energieverbrauchs beigetragen haben, werden die
größten Verbesserungen hinsichtlich der Energieeffizienz in verbesserten Elektroden
und einem höheren elektrischen Wirkungsgrad gesehen. Der Schwerpunkt der Forschung liegt heute auf der Entwicklung von aluminiumbenetzbaren Kathoden und
inerten Anoden (Carouge, 2000). Aluminiumbenetzbare (aluminium-wettable) Katho-
109
den erlauben ein Zellendesign, bei dem das Aluminium nicht mehr auf dem Boden der
Elektrolysezelle, sondern an der Kathode gesammelt und abgestochen wird, sog. drained cells. Dazu aber muss die Kathodenoberfläche gegen das Aluminium geschützt
werden. Bislang wird die Kathode dadurch geschützt, dass das Aluminium in einem
tiefen Becken gesammelt wird. Dieses verursacht zugleich den größten Spannungsabfall im Elektrolyt. Die neue Technik führt zu einem verbesserten Zellendesign, einer
verlängerten Zellenlebensdauer sowie zu einem besseren elektrischen Wirkungsgrad
der Elektrolyse. Der Bedarf elektrischer Energie kann bei modernen PFPB-Zellen dadurch von 13.500 kWhel/t auf etwa 12.000 kWhel/t gesenkt werden (Carouge, 2000).
Um den Kohlenstoffverbrauch der Anoden von mehr als 400 kg/t Al zu vermindern,
wird verstärkt an inerten Anoden aus keramischen Materialen gearbeitet, die den Anodenverbrauch praktisch beenden könnten. Zugleich könnten die durch den Kohlenstoffverbrauch bedingten Emissionen von Kohlenstofffluoriden und CO2 gesenkt sowie
der elektrische Wirkungsgrad und der Elektrolysevorgang weiter verbessert werden. In
Verbindung mit drained cells könnte der Energieverbrauch damit weiter auf 11.900
kWh/t verringert werden. Bisher ist es jedoch nicht gelungen, Zellen mit Nicht-Kohlenstoff-Anoden zu entwickeln. Die Hauptschwierigkeit besteht in der Verunreinigung des
Aluminiums durch das Anodenmaterial. Der Erfolg dieser Entwicklungen bleibt ungewiss.
Trotz dieser Bemühungen und obwohl Energieeinsparungen aufgrund des hohen Anteils der Stromkosten von etwa 40 % an den gesamten Produktionskosten zu den
Hauptzielen der Aluminiumindustrie gehören, werden in den nächsten 20 Jahren diesbezüglich keine bedeutenden technologischen Durchbrüche erwartet. Dies bestätigt
auch ein Blick auf die Entwicklung des Gesamtenergieverbrauchs der Aluminiumbranche im letzten Jahrzehnt. Experten schätzen den technisch erreichbaren Mindestverbrauch an elektrischer Energie bei der Schmelzflusselektrolyse in den nächsten
Jahren auf etwa 12.500 kWhel/tAl. (Briem, 2000)
Aufgrund des hohen Bedarfs an elektrischer Energie werden die Standorte von Primäraluminiumhütten zunehmend in Regionen mit einem hohen Anteil an Strom aus
Wasserkraft verlegt. Schon heute werden knapp zwei Drittel des Hüttenaluminiums in
der Welt mit Hilfe von Wasserkraft erzeugt. Dementsprechend gering fällt der Primärenergieaufwand für die Strombereitstellung aus. Dieser hängt nämlich wesentlich von
der Art und den Anteilen der verstromten Energieträger sowie deren Umwandlungswirkungsgrad ab. So ergibt sich für den deutschen Strommix ein Umwandlungswirkungsgrad von etwa 36 %. Der Wirkungsgrad der Stromerzeugung der "westlichen Welt" liegt
bei 53,7 % und bei einem Inselbetrieb einer Elektrolyse mit Wasserkraft bei 85 %
(Krone, 2000). Unter der Annahme, dass die Erzeugung von Hüttenaluminium verstärkt
in Ländern mit Wasserkraft stattfinden und in Deutschland die Produktion von Primär-
110
aluminium ab 2010 stark zurückgehen und ab 2030 gänzlich aufhören wird (IKARUS),
wird der inländische Bedarf zunehmend durch Importe gedeckt werden und der Energieverbrauch entsprechend zunehmend im Ausland anfallen. Folglich muss ab diesem
Zeitpunkt zur energetischen Bewertung von Primäraluminium der Nutzungsgrad des
elektrischen Stroms der "westlichen Welt" von 54 % zugrunde gelegt werden. Somit
ergibt sich ab 2010 ein spezifischer Primärenergiebedarf für die Herstellung von Hüttenaluminium von 160 GJ/t. Dies entspricht 75 % des deutschen Primärenergiebedarfs.
Der Primärenergiebedarf für Sekundäraluminium bleibt aufgrund der weiterhin in
Deutschland stattfindenden Produktion unverändert.
2.2.6 Recycling
2.2.6.1 Problematik der Quantifizierung des Aluminiumrecyclings
Im Folgenden wird ein kurzer Überblick über das Recycling des Werkstoffes Aluminium
gegeben. Vorab soll auf die Problematik der Quantifizierung des Aluminiumrecyclings
eingegangen werden, da Deutschland ein Nettoimporteur von Primär- und auch Sekundäraluminium ist. Ebenso werden Aluminiumschrotte in großem Umfang importiert
und exportiert. Insbesondere aufgrund der starken Zunahme der Importe von Sekundäraluminium in den 90er Jahren ist der Anteil des Sekundäraluminiums an der Gesamtproduktion kein geeigneter Indikator für das Aluminiumrecycling in Deutschland.
Zudem erfassen die amtlichen Statistiken bezüglich der Sekundärproduktion nur
Gusslegierungen, die Menge an Knetlegierungen aus sekundären Vorstoffen bleibt
weitgehend unerfasst. Auch im Hinblick auf die Bewertung des Energiebedarfs der
Aluminiumindustrie in Deutschland ist festzuhalten, dass aufgrund der hohen Importmenge der größte Energieverbrauch im Ausland stattfindet. Aufgrund des stetig zunehmenden Verbrauchs an Aluminium und der mitunter sehr langen Materialbindung in
gewissen Produktgruppen, ist auch der Anteil des Verbrauchs von Sekundäraluminium
am gesamten Aluminiumverbrauch kein geeignetes Maß zur Quantifizierung des Recyclings. Wegen besagter Zunahme des Aluminiumverbrauchs werden von der Aluminiumindustrie daher Recyclingquoten bevorzugt, die aussagen, wie viel eingesetztes
Material für einen gegebenen Verwendungszweck zurückkommt. Solche prozessbezogenen Quoten können als Aufbereitungsquoten interpretiert werden. Tabelle 2.2-3 stellt
die von der Aluminiumindustrie angegebenen produktspezifischen Recyclingquoten
sowie die jeweiligen Aufbereitungsquoten nach Wolf, S. (2000) im Vergleich dar.
Tabelle 2.2-3:
111
Produktspezifische Recyclingquoten von Aluminium
Recyclingquote
*)
Aufbereitungsquote
Deutschland
Europa
Deutschland
Elektrotechnik
87 %
80 %
85,9
Maschinenbau
83 %
80 %
-
Bauwesen
85 %
80 %
98,2
Transport
95 %
90 %
86,4
Verpackung
davon Getränkedosen
72 %
87 %
40 %
41 %
73,8*)
Haushalt
30 %
30 %
-
inkl. Sortierquote
Quelle: GDA; Krone (2000); Wolf, S. (2000)
Es ist zu erkennen, dass der Großteil des Aluminiums nach entsprechender Aufbereitung einer Wiederverwertung zugeführt wird. Hierzu tragen nicht zuletzt die hohen Erlöse von etwa 170 €/t (Paßvoß, 2000) bei, die beim Verkauf von Aluminiumschrott erzielt werden. Die genannten Quoten machen jedoch keine Aussagen darüber, inwiefern die Produkte nach Ende ihrer Lebensdauer erfasst und einem Recycling zugeführt
werden.
Zur Problematik der Allokation des Energieaufwands von Recyclingprozessen, welche
mehrere Produktfraktionen erzeugen oder miteinbeziehen siehe das Kapitel 2.1.4.1
"Quantifizierungsansätze für den Energieaufwand des Recyclings" zum Recycling von
Stahl.
2.2.6.2 Qualität und Verfügbarkeit von Aluminiumschrott
Für die Aluminiumrückgewinnung kommen vielfältige Schrotttypen und sonstige aluminiumhaltige Rücklaufmaterialien zum Einsatz. Die Vereinigung Deutscher Schmelzhütten (VDS) erfasst statistisch fünf Vorstoffklassen: Neuschrotte, Altschrotte, Späne,
Skimmings/Krätzen und Vorschmolz. Die verschiedenen Vorstoffklassen werden
nachfolgend kurz beschrieben.
Neuschrotte
Neuschrotte fallen bei der Produktion und Verarbeitung von Aluminium an; es sind
Fabrikationsreste aus Gießereien und Halbzeug herstellenden und -verarbeitenden
Betrieben. In der ersten Verarbeitungsstufe von Aluminiumwerkstoffen, d. h. bei der
112
Herstellung von Halbzeugen und Formguss, treten Rücklaufmengen durch Produktionsschrotte auf, die meist in den Betrieben selbst durch internes Recycling verarbeitet
werden. Es handelt sich um Endstücke, Verschnittreste, Fehlgüsse und Ausschuss
nach Prüfung. Diese meist stückigen und sortenreinen Schrotte sind ihrer Zusammensetzung nach bekannt und können als sog. Umlaufschrott direkt in die Schmelzöfen der
Halbzeug- und Gussproduzenten zurückgeführt werden oder dienen in den Hüttengießereien zur Kühlung des Elektrolysemetalls auf Gießtemperatur. Diese innerbetrieblich
eingesetzten Neuschrotte gelangen meist nicht in den amtlich erfassten Schrottkreislauf. Zunehmende Bedeutung gewinnt die Verarbeitung sortenreiner Schrotte durch
Aluminium-Umschmelzwerke (Remelter), die sie entweder direkt von den Entfallstellen
oder über den Handel beziehen oder im Lohn zu Walz-, Strangpressbarren und -bolzen
verarbeiten.
In der zweiten Verarbeitungsstufe, d. h. bei der Endfertigung von Aluminiumprodukten,
fallen ebenfalls große Mengen an Fabrikationsschrott bzw. Ausschuss bis zu 35 % an.
Die Palette dieser Neuschrotte reicht von sortenreinen stückigen Produktionsresten wie
z. B. Stanz- und Tiefziehabfälle bis hin zu stark verunreinigten vermischten Spänen. Da
ein Großteil dieser Schrotte mit Emulsionen behaftet, lackiert oder elektrochemisch
beschichtet anfällt, besteht innerbetrieblich oft nicht die Möglichkeit der Aufbereitung,
so dass sie überwiegend in Aluminium-Schmelzwerken (Refiner) im externen Recycling verarbeitet werden.
Saubere, sortenreine Fabrikationsschrotte werden zum Teil in den Hüttengießereien
der Primäraluminiumerzeuger eingesetzt, zum Teil werden sie, sofern es sich um
Knetlegierungsschrotte handelt, von Remeltern weiterverarbeitet. Nur ein geringer Teil
dieser sortenreinen Schrotte wird von Refinern verarbeitet.
Altschrotte
Zu den Altschrotten (post consumer scrap, obsolete scrap) zählt man Aluminiumprodukte (aluminiumhaltige Materialien, Bauteile und Konsumgüter), die erst nach ihrer
Nutzung in den Recyclingkreislauf gelangen. Diese Schrotte werden nur zum Teil unaufbereitet eingesetzt, in der Regel durchlaufen sie je nach Beschaffenheit und Aluminiumgehalt vor dem eigentlichen Umschmelzen eine Reihe verschiedener Aufbereitungsschritte. Problematisch bei Altschrotten sind ihre Legierungsvielfalt sowie anhaftende Verunreinigungen. Daher kommt der Aufbereitung eine besondere Rolle zu, insbesondere wenn qualitativ hochwertige Knetlegierungsschrotte wieder zu Knetlegierungen umgeschmolzen werden sollen.
113
Späne, Krätzen und Vorschmolz
Späne sind dem Entfall nach in der Regel Neuschrotte. Unter dem Begriff werden die
bei der spanenden Bearbeitung von Aluminiumprodukten durch Sägen, Drehen, Fräsen und Bohren anfallenden Materialien zusammengefasst. Die Form und Feinheit
sowie der Reinheitsgrad können dabei sehr unterschiedlich sein. Häufig liegt jedoch
eine hohe Verunreinigung durch Kühlschmiermittel vor, so dass eine Vorbehandlung in
einer Späneaufbereitungsanlage vorgenommen wird.
Krätzen, zunehmend Skimmings genannt, sind ein Oxidationsprodukt des flüssigen
Aluminiums, d. h. aluminiumhaltige Reststoffe, die beim Schmelzen, Raffinieren oder
Vergießen anfallen und von der Schmelzoberfläche "abgekratzt" werden. Es handelt
sich um Metallverluste, die durch Oxidation der Oberfläche der heißen Aluminiumschmelze durch den Luftsauerstoff entstehen. Dadurch enthalten Krätzen insbesondere Aluminiumoxid. Auch Krätzen sind prinzipiell den Neuschrotten zuzuordnen. Ihre
Verarbeitung erfolgt direkt oder nach vorheriger mechanischer Aufbereitung in den
Schmelzwerken.
Werden stark inhomogene und verunreinigte Schrotte undefinierter Zusammensetzung
ohne eine vorherige Legierungskorrektur zusammen umgeschmolzen, so wird das
Produkt als Vorschmolz bezeichnet. Dieser dient dann als Vormaterial für die Herstellung von Umschmelzlegierungen. Probleme entstehen, wenn die Schrotte Anteile spezieller Aluminiumwerkstoffe, wie z. B. Verbundwerkstoffe oder Aluminiumschäume, enthalten. Obwohl sich solche Werkstoffe erst im Entwicklungs- bzw. Erprobungsstadium
befinden, müssen neue Verfahren zur Erkennung derartiger Schrottstücke sowie neue
Technologien zur Schmelzreinigung entwickelt werden.
Um den Schrotthandel zu vereinfachen und übersichtlicher zu gestalten, haben sich mit
der Zeit Normen für Aluminiumschrotte entwickelt. Entsprechend ihrer Beschaffenheit
und chemischen Zusammensetzung unterscheidet die Europäische Aluminiumschrottnorm folgende Kategorien:
•
unlegierter Aluminiumschrott
•
Draht- und Kabelschrott
•
Schrott einer einzigen Knetlegierung
•
Schrott zweier oder mehrerer Knetlegierungen (der gleichen Legierungsgruppe)
•
Gussschrott
•
Shredderschrott (aufbereitet/zur weiteren Aufbereitung)
•
Getränkedosenschrott
•
Al/Cu - Kühlerschrott
114
•
Späne aus einer einzigen Legierung
•
Späne aus zwei oder mehr Legierungen
•
gebrauchte Aluminiumverpackungen
•
gebrauchte Aluminiumverpackungen, entschichtet
•
Abhübe, Krätzen, Ausläufer, Gröben
Im Jahr 2000 setzten die deutschen Sekundäraluminiumhütten (Gusslegierungsproduzenten) 25 % Altschrott, 27 % stückigen Neuschrott, 25 % Aluminiumspäne, 21 %
Aluminiumkrätze und 2 % Vorschmolz ein. Die Anteile der einzelnen Vorstoffgruppen
schwanken allerdings von Jahr zu Jahr. Abbildung 2.2-13 zeigt eine Gegenüberstellung
für die Jahre 1997 und 2000. Laut OEA liegt der Altschrottanteil im mehrjährigen
Durchschnitt bei 30 %.
Sekundäreinsatz 1997
Alts chrott
30,7%
Vors chmolz
2,2%
Krätze
16,7%
Späne
25,7%
Sekundäreinsatz 2000
Alts chrott
24,9%
Vorschmolz
2,4 %
Neus chrott
24,7%
Krätze
21,1%
Späne
24,5%
Neuschrott
27,1%
Abbildung 2.2-13: Vorstoffe der Sekundäraluminiumindustrie in Deutschland 1997 und
2000
Quelle: Krone (2000); OEA (2002)
Zur Deckung ihres Bedarfs an Vorstoffen bedienen sich die Sekundärhütten nicht nur
des Handels, sie versorgen sich zum Teil auch selbst, indem sie die Schrotte an den
Entfallstellen kaufen. So wurden 1998 vom Handel 71 % und von den Entfallstellen
29 % der sekundären Vorstoffe bezogen. Bei der Versorgung mit Altschrotten spielt der
Handel seit jeher die größte Rolle (94 %), da die Metallhändler diesen Schrott unmittelbar erfassen und auch bis zu einem gewissen Grad aufbereiten. Auch Neuschrotte und
Späne wurden überwiegend über den Metallhandel bezogen (67 bzw. 59 %). Bei Krätzen lag der Entfallstellenbezug bei 59 %. Im Verpackungsbereich wird Aluminium-
115
schrott zunehmend über Entsorgungsunternehmen (DSD) der Verwertung zugeführt.
Der Außenhandel an Aluminiumschrott wird weitgehend durch den Metallhandel abgewickelt.
Die zunehmende Produktion von Knetlegierungen auf Basis sekundärer Vorstoffe wird
den Schrottmarkt verändern. Aufgrund ihrer besonderen Qualitätsanforderungen werden Knetlegierungen hauptsächlich auf Basis von Neuschrotten mit bekannter Legierungszusammensetzung hergestellt. Der Anteil von sortenreinen Altschrotten spielt in
diesem Zusammenhang bisher eine untergeordnete Rolle. Dies führt zu einer Aufgliederung des Schrottmarktes in Guss- und Knetlegierungsschrotte. Die wachsenden
Remeltingkapazitäten entziehen dem Schrottmarkt zunehmend sortenreine Knetlegierungen. Diese Schrotte fehlen den Refinern und mindern die Wirtschaftlichkeit ihrer
Legierungseinstellung, da dann teures Hüttenaluminium für das Verschneiden von verunreinigten Schrottschmelzen eingesetzt werden muss. Denn mit Ausnahme des Magnesiums können die Legierungselemente bis heute industriell nicht aus dem Aluminiumschrott entfernt werden. (Krone, 2000)
Altschrotte entstehen in der Regel nach dem Ende der Nutzungszeit von Konsum- und
Investitionsgütern; der Schrottanfall ist somit um die Lebensdauer der Produkte zur
Produktion verschoben. Das Haupteinsatzfeld von Aluminium ist der Verkehrssektor
mit etwa 40 %, mit Abstand gefolgt vom Bauwesen mit knapp 20 %. Weil große Mengen an Aluminium in langlebigen Produkten gespeichert sind und der Verbrauch dieses
relativ jungen Metalls (gemessen an Stahl) weiter zunimmt, kann das Recycling nur
einen kleinen Teil des Aluminiummarktes in den nächsten zwei bis drei Jahrzehnten
abdecken.
Abbildung 2.2-14 zeigt eine mögliche Entwicklung des Aluminiumverbrauchs und der
anfallenden Schrottmenge bis 2030. Der Aluminiumverbrauch beschränkt sich dabei
auf den Inlandsbedarf, der für die Produktfertigung benötigt wird; der Export von Halbzeug wird nicht im Inlandsverbrauch berücksichtigt. Aufgrund der schwierigen Vorhersehbarkeit von Import und Export wird ebenso davon ausgegangen, dass keine Veränderung des Außenhandels mit Neuprodukten stattfindet. Für die Sektoren Elektrotechnik, Maschinenbau, Verpackung sowie Haushalt und Büro wird eine steigende Materialeffizienz von 1 %/a angenommen. Bezüglich der Abschätzung des Verbrauchs im
Transportbereich wird das Szenario Alu-Trend zugrunde gelegt. Der anfallende Aluminiumschrott wurde auf der Grundlage geschätzt, dass 40 % des Inlandsverbrauchs
unmittelbar als Produktionsschrott (Neuschrott) anfallen, wobei ab 2001 eine Einsparung bei den Fertigungsresten von 0,5 %/a aufgrund einer verbesserten Produktionstechnologie angenommen wird. Die Erfassungsquote von Neuschrott liegt bei 95 %.
Der Anfall von Kreislaufschrott bei der Halbzeugfertigung bleibt unberücksichtigt. Bei
116
den Berechnungen wurde ferner angenommen, dass alle Produkte nach Ende ihrer
Lebensdauer in Deutschland einer Verwertung zugeführt werden; ein Import oder Export von Aluminiumschrott wird aufgrund der schwierigen Vorhersagbarkeit ebenfalls
ausgeschlossen. Die zugrundegelegten durchschnittlichen Lebensdauern der einzelnen Verbrauchssektoren finden sich in Tabelle 2.2-4 wieder. Untersuchungen über den
Einfluss unterschiedlicher statistischer Verteilungsfunktionen der Produktlebensdauer
auf die Höhe des Schrottanfalls finden sich in Melo (1999).
Tabelle 2.2-4:
Erfassungs- (EQ), Aufbereitungsquoten (AQ) und Lebensdauer von
Aluprodukten
Verpackung
(1 Jahr)
Haushalt/Büro
(10 Jahre)
Bauwesen
(32 Jahre)
Elektrotechnik
(18 Jahre)
Maschinenbau
(15 Jahre)
Transport(Fahrzeugbau)
(11 Jahre)
Transport (Rest)
(30 Jahre)
Sonstige
(10 Jahre)
19701980
19811990
19912000
20012010
20112030
EQ
20
50
89
95
95
AQ
65
70
75
85
95
EQ
40
45
50
60
70
AQ
80
85
90
95
95
EQ
75
80
85
90
95
AQ
85
90
95
95
95
EQ
65
70
75
80
85
AQ
75
80
85
90
95
EQ
50
55
60
70
80
AQ
85
90
95
95
95
EQ
70
70
55
40
40
AQ
75
80
85
90
95
EQ
50
55
60
70
80
AQ
85
90
95
95
95
EQ
20
25
30
40
50
AQ
70
75
80
85
90
Quelle: Rombach (2001); Krone (2000); eigene Schätzungen
Die folgende Darstellung unterscheidet zwischen der auf Grundlage genannter Annahmen sich ergebenden theoretischen Schrottmenge sowie der beim Recycling tat-
117
sächlich anfallenden Menge an Aluminiumschrott (vgl. Ball, 2002). Die Erfassungsquoten schließen dabei eventuelle Exporte von gebrauchten Produkten (z. B. Altautos
oder Altkarossen) oder deren Deponierung mit ein.
Abbildung 2.2-14: Schätzung zu Aluminiumverbrauch und Schrottanfall in Deutschland
bis 2030
3,5
3,0
2,5
Mio. t
2,0
1,5
1,0
0,5
1974
1978
1982
1986
1990
1994
Inlandsverbrauch (ohne Export Halbzeug)
1998
2002
2006
theoret. Schrottmenge
2010
2014
2018
2022
2026
2030
Neuschrott
Quelle: Metallstatistik; Rombach (2001); Krone (2000); eigene Schätzungen
Wie obige Darstellung zeigt, wächst der Aluminiumverbrauch verhältnismäßig stärker
als die anfallende Schrottmenge. Dies ist hauptsächlich durch den steigenden Einsatz
im Fahrzeugbau bedingt. Die Nachfrage nach Aluminium wird somit also nur teilweise
durch Sekundäraluminium gedeckt werden können. Zur Deckung der verbleibenden
Nachfrage muss also weiterhin Primäraluminium eingesetzt werden. Die bestehende
Trennung der heutigen Produktionsstruktur, bei der aus Hüttenaluminium größtenteils
Knetlegierungen und aus Sekundäraluminium hauptsächlich Gusslegierungen hergestellt werden, könnte folglich weiterbestehen. Für die Qualität der Sekundärlegierungen
bedeutet dies, dass die Sekundärproduktion weiterhin auf die kostengünstige und einfache Erzeugung von Gusslegierungen beschränkt bleiben und sogleich die Marktnachfrage nach Gussprodukten befriedigen könnte. Dennoch müssten zusätzlich Recyclingkapazitäten geschaffen werden, um den anfallenden Aluminiumschrott wiederverwerten zu können.
118
Der Beitrag der verschiedenen Verbrauchssektoren zum Altschrottanfall lässt sich Abbildung 2.2-15 entnehmen. Es wird deutlich, dass der Anteil des Transportbereichs am
Schrottaufkommen stetig ansteigt.
Abbildung 2.2-15: Entwicklung zum Anfall von Alu-Altschrott nach Verbrauchssektoren
0,9
0,8
Altschrottanfall Alu in Mio. t
0,7
0,6
Sonstige
Elektro
Bau
Maschbau
HH/Büro
Verpackung
Transport
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
1991
2000
2010
2020
2030
Um letztendlich eine Aussage darüber treffen zu können, inwiefern durch das Recycling von Aluminium Energie bei der Herstellung eingespart werden kann, muss der Inlandsverbrauch nach Knet- und Gusslegierungen differenziert werden. Im Jahr 2000
hatten Knetlegierungen am Verbrauch einen Anteil von 56 %, Gusslegierungen einen
Anteil von 44 %. Dieses Verhältnis wurde für alle Verbrauchssektoren, ausschließlich
des Fahrzeugbaus, fortgeschrieben. Beim Fahrzeugbau wurde ab dem Jahr 2000 der
zunehmende Einsatz von Knetlegierungen des Szenarios Alu-Leichtbau zugrundegelegt. Abbildung 2.2-16 zeigt die Entwicklung des Schrottanfalls und den Verbrauch von
Gusslegierungen. Dabei wird deutlich, dass der Verbrauch an Gusslegierungen durch
den Inlandsanfall von Schrott bereits heute gedeckt werden könnte. Dennoch ist
Deutschland Nettoexporteur von Aluminiumschrott.
119
Abbildung 2.2-16: Schrottanfall und Verbrauch von Gusslegierungen in Deutschland
biss 2030
3,5
3,0
2,5
Mio. t
2,0
1,5
1,0
0,5
1974
1978
1982
1986
1990
1994
Inlandsverbrauch (ohne Export Halbzeug)
1998
2002
2006
2010
2014
2018
2022
2026
2030
Verbrauch Gusslegierungen
Abbildung 2.2-17 bildet das Verhältnis von recyceltem Aluminium und theoretischem
Schrottanfall bei veränderbarer Exportquote von Altautos ab. Während die untere
Kurve die heutige Exportstruktur von fast 60 % exportierter Altfahrzeuge bzw. Altkarossen wiedergibt und bis zum Jahr 2030 fortschreibt, zeigt die obere Kurve die entsprechende Entwicklung bei Fortschreibung einer Exportquote von Altautos von 10 %, wie
sie in Deutschland Anfang der 90er Jahre herrschte. Durch die Darstellung wird deutlich, wie viel Aluminiumschrott dem deutschen Markt allein aufgrund des Exports von
Altautos verloren geht. Während bei einer Exportquote von 60 % etwa 55 % des theoretischen Aluminiums recycelt werden, würden bei einer Exportquote von 10 % etwa
70 % recycelt werden.
120
Abbildung 2.2-17: Entwicklung des Anteils von anfallendem Alu-Schrott am theoretischen Aufkommen
Altschrott Anfall / Altschrott theoretisch in %
80,0
70,0
60,0
50,0
40,0
30,0
20,0
10,0
0,0
1974
1978
1982
1986
1990
1994
1998
2002
2006
2010
2014
2018
2022
2026
2030
Jahre
10 % Exportquote Altauto
heutige Exportstruktur Altauto
wurde mit dem MIS-Modell eine Wirtschaftsstrukturentwicklung bis zum Jahr 2030 abgeleitet (Jochem/Mannsbart, 2002). Danach ist mit einem Rückgang der Primäraluminiumproduktion von derzeit (2000) 644 kt auf Null im Jahr 2030 zu rechnen. Sekundäraluminium könnte von heute 550 kt auf mehr als das Doppelte (1,22 Millionen Tonnen)
steigen.
2.2.6.3 Fallbeispiel Altautorecycling
Für dieses Fallbeispiel werden hier nur die Besonderheiten des Aluminium Recyclings
aufgeführt. Zur Darstellung in Gesamtzusammenhang und zu den energetischen Auswirkungen des Recyclings von Aluminium siehe den Abschnitt "Fallbeispiel Altautorecycling" im Kapitel "Eisen und Stahl", sowie das Kapitel "Energetische Bewertung von
Leichtbaustrategien im Automobilsektor"
Aluminium-Recyclingquote bei Altautos
Im Folgenden wird das Recycling von Aluminium im Altauto hinsichtlich der prozessbezogenen Recyclingquoten (Aufbereitungsquote, Verhüttungsquote) untersucht. Für
diese Analyse müssen zunächst einige Annahmen über Rahmenbedingungen wie beispielsweise Lebensdauer, Materialzusammensetzung und Leergewicht getroffen werden.
121
Unter der Annahme einer durchschnittlichen Lebensdauer von 11 Jahren liegt das
Baujahr der heute gelöschten und für ein Recycling anstehenden Fahrzeuge um 1990.
Der durchschnittliche Aluminiumgehalt lag zu dieser Zeit bei 5 % Gew.- %. Ungefähr
60 % der theoretisch anfallenden Altautos in Deutschland werden exportiert. Hierbei
handelt es sich häufig um Fahrzeuge der Oberklasse mit einem verhältnismäßig hohen
Aluminiumgehalt. Somit werden überwiegend Wagen der Unter- und Mittelklasse einem Recycling in Deutschland zugeführt. Deren durchschnittlicher Aluminiumgehalt
liegt bei 3,4 % (Wolf, S., 2000). Für die exportierten Altautos ergibt sich rechnerisch ein
Aluminiumgehalt von 6,1 %. Dieser Rechnung liegt die Annahme zugrunde, dass 1 kg
Stahl im Fahrzeug durch 0,6 kg Aluminium substituiert wird (Kurth, 1995). Die Erfassungsquote bei Aluminium ergibt sich somit zu 27 %.
Bei der Bestimmung des Leergewichts der recycelten Altfahrzeuge muss der Tatsache
Rechnung getragen werden, dass durch den Export von Oberklassewagen das Durchschnittsgewicht sinkt. Im Folgenden wird von einem Leergewicht der heute zum Recycling anstehenden Altfahrzeuge von 900 kg ausgegangen (ARGE, 2000). Die Angaben
in der Literatur schwanken diesbezüglich zwischen 810 und 1020 kg (BDSV, 1998;
Paßvoß, 2000; Wolf, S.; 2000). Bei einer Exportquote von 60 % und etwa 2,6 Mio. gelöschten Fahrzeugen (Kraftfahrt-Bundesamt), die im Jahr 2000 für ein Recycling in
Deutschland in Frage kamen, ergibt sich insgesamt eine Recyclingmasse von 940.000
t; davon sind etwa 32.000 t Aluminium.
Etwa 40 % der erfassten Altfahrzeuge gelangen nach der Trockenlegung und Vordemontage, bei der auch praktisch immer die Aluminiumfelgen demontiert werden, direkt
zu den Shredderanlagen. Bei den restlichen 60 % der Altfahrzeuge schließt sich an die
Vordemontage eine Volldemontage an. Aus Sicht des Aluminiums spielt hier insbesondere der Antriebsstrang, der aus etwa der Hälfe der Altfahrzeuge entnommen wird,
eine wichtige Rolle. Auch Kühler und Innenausstattungen weisen einen nicht unerheblichen Anteil Aluminium auf, sind jedoch mengenmäßig weniger bedeutend. Diese
Fraktionen werden im Folgenden unter der Position Aluminiumreste zusammengefasst.
Abbildung 2.2-18 gibt einen Überblick über die verschiedenen Aufbereitungsquoten
von Aluminium im Altauto. Die Aufbereitungsquoten geben dabei das Verhältnis der
Metallinhalte im Eingangs- und im Ausgangsmaterialstrom der jeweiligen Aufbereitungsprozesse wider.
Der durchschnittliche Aluminiumgehalt bei teildemontierten Karossen liegt bei 3,4
Gew.- %, bei volldemontierten Karossen bei 2,5 Gew.- %.
122
Abbildung 2.2-18: Aufbereitungsquoten von Aluminium im Altauto nach Teilprozessen
100
96,6
90
100,0
86,4
87,2
80
70
98,0
76,6
Prozent
60
50
40
30
20
10
0
Teildemontage
Volldemontage
Antriebsstrang
Alurest
Alufelgen
Altauto gesamt
In Abbildung 2.2-19 wird die Aufbereitungsquote Volldemontage insgesamt als gewichtetes Mittel für die Positionen Volldemontage, Antriebsstrang und Alureste dargestellt, wobei die Gewichtung mit dem Aluminiuminhalt der eingehenden Stoffströme
erfolgt. Dasselbe gilt für die Berechnung der Gesamtaufbereitungsquote von Aluminium im Altauto. Diese liegt demnach bei 86,4 %. Der größte Materialverlust bezüglich
Aluminium entsteht in den Shredderanlagen. Die Aufbereitungsquote hier schwankt
zwischen 78 % bei teildemontierten Karosserien und 89 % bei voll demontierten Karosserien. Bei den Schwimm-Sink-Anlagen beläuft sie sich auf 98 % (Wolf, S., 2000).
Abb. 2.2-19 zeigt weiter, dass die Aufbereitungsquote von Aluminium bei volldemontierten Karosserien um knapp 20 % über der von teildemontierten Karosserien liegt.
Unter der Annahme, dass alle Altfahrzeuge vollständig demontiert würden, bevor sie
der Aufbereitung zugeführt werden, ergäbe sich eine Gesamtaufbereitungsquote von
91,9 %. Durch eine möglichst weitgehende Vordemontage von Altautos kann die Aufbereitungsquote also deutlich erhöht werden. Insbesondere im Hinblick auf einen verstärkten Einsatz von Knetlegierungen im Automobilbau wird die sortenreine Demontage von Aluminiumbauteilen in Zukunft an Bedeutung gewinnen, da durch das Shreddern eine Vermischung von Guss- und Knetlegierungen erfolgt und eine Trennung dieser beiden Legierungsgruppen mittels Sortierverfahren derzeit mit wirtschaftlich vertretbarem Aufwand nicht möglich ist (Wolf, S., 2000).
123
Abbildung 2.2-19: Aufbereitungsquoten von Aluminium im Altauto aggregiert
100
100,0
90
91,3
86,4
80
70
76,6
Prozent
60
50
40
30
20
10
0
Teildemontage
Volldemontage gesamt
Alufelgen
Altauto gesamt
Die durchschnittliche Schmelzausbeute bei der Verhüttung der aufbereiteten Aluminiumfraktionen liegt bei 89 %. Durch die Aufbereitung der Salzschlacke, die beim Einschmelzen des Aluminiumschrotts entsteht, werden etwa 0,5 % der theoretisch zur
Verfügung stehenden Gesamtmenge an Aluminium zurückgewonnen. Somit ergibt sich
die technische Recyclingquote von Aluminium als Produkt aus Aufbereitungsquote
und Schmelzausbeute und unter Berücksichtigung des aus der Salzschlacke zurückgewonnen Anteils zu 77,4 %. (Rq,t = Aq * Sa + 0,5 % = 77,4 %). Unter der Annahme,
dass alle Altfahrzeuge vollständig demontiert würden, bevor sie der Aufbereitung zugeführt werden, beliefe sich die technische Recyclingquote auf 82,2 %. Wie diese
Werte verdeutlichen, kann die technische Recyclingquote durch eine verbesserte Demontage der Altfahrzeuge noch gesteigert werden. Insgesamt jedoch werden bezüglich
Aluminium sowohl bei der Aufbereitung als auch bei der Verhüttung bereits hohe Verwertungsquoten erreicht. Der Großteil des Aluminiums (73 %) geht durch den Export
von Altfahrzeugen verloren. Inwiefern diese Aluminiumfraktion durch den Import von
Aluminiumschrott wieder in den deutschen Materialkreislauf zurückfließt, lässt sich
nicht sagen.
124
2.2.6.4 Fallbeispiel Aluminiumverpackungen
In Deutschland wird der Großteil der Verkaufsverpackungen über das Duale System
(DSD) erfasst. Das Gesamtaufkommen der in den Gelben Säcken oder Tonnen vom
DSD eingesammelten Leichtverpackungen (LVP) belief sich im Jahr 2000 auf 2,2
Mio. t (27 kg/E x a). In den letzten Jahren lag diese Menge relativ unverändert bei 2
Mio. t. Die eingesammelten Leichtverpackungen müssen vor dem Recycling getrennt
werden. Hierzu sind flächendeckend in Deutschland derzeit rund 250 Sortieranlagen in
Betrieb, die sich hauptsächlich hinsichtlich Automatisierungsgrad und Kapazität unterscheiden. Hier wird das Verpackungsgemisch in die Fraktionen Kunststoffe, Weißblech, Aluminium, Getränkekartons (Tetrapacks) und PPK-Verbunde (Papier, Pappe
und Karton) sortiert. Tetrapacks werden separat erfasst, da sie aus den Materialien
Papier, Kunststoff und Aluminium bestehen und daher gesondert aufbereitet werden.
Bezüglich der Zuordnung von Verbundverpackungen zu einer Materialfraktion besteht
keine einheitliche Praxis. So werden von der Gesellschaft für Verpackungsmarktforschung (GVM) beispielsweise aussortierte Aluminiumverbunde (im wesentlichen aluhaltige Kunststoffverpackungen) mit einem Aluminiumgehalt unter 50 % der Kunststofffraktion zugeordnet. Folglich weichen die Angaben bezüglich der Mengen aussortierter Materialfraktionen je nach Autor (DSD; HTP; GVM) geringfügig voneinander ab.
Im Mengenstromnachweis des DSD werden alle Verpackungen, die zu weniger als 95
Gew.- % aus einem Werkstoff bestehen, unter dem Oberbegriff Verbunde ausgewiesen. Hierunter fallen u. a. PPK-Verbunde, Tetrapacks sowie Aluminium- und Weißblechverbunde.
Knapp die Hälfte der Sortieranlagen in Deutschland arbeitet halbautomatisch. Die Aluminiumfraktion wird meist mittels Wirbelstromscheider gewonnen.
Schraubverschlüsse von Pfandflaschen oder Menüschalen aus Aluminium werden in
Deutschland separat erfasst und verwertet. In Deutschland erfolgt jedoch keine separate Erfassung von Aluminiumgetränkedosen, da ihr Anteil mit knapp 15 % am gesamten Getränkedosenaufkommen eine solche Erfassung bisher wirtschaftlich nicht
rechtfertigt (OEA). In anderen europäischen Ländern oder in den USA hingegen, wo
Aluminium den größten Anteil an Getränkedosen ausmacht, werden die aus Knetlegierungen hergestellten Dosen größtenteils separat gesammelt, umgeschmolzen und
wieder zu Vormaterial zur Herstellung neuer Dosen verarbeitet ("closed-loop-reycling").
Im Folgenden wird das Recycling von Verkaufsverpackungen aus Aluminium im Rahmen des Dualen Systems beschrieben sowie energetisch und kostenmäßig analysiert.
Anschließend wird kurz auf das Recycling von Aluminiumverschlusskappen eingegangen.
125
Recycling von Aluminiumverpackungen
Der Anteil der Aluminiumverpackungen an Leichtverpackungen im Dualen System
(LVP-Sammelgemisch) liegt durchschnittlich bei etwa 4 %; davon entfallen 1,8 % auf
Vollaluminium und 2,2 % auf Aluminiumverbunde (HTP/IFEU). Die Angaben über die
durchschnittliche Menge aussortierter Aluminiumverpackungen schwanken zwischen
2,8 und 3,5 %. Im Jahr 2000 wurden laut GVM vom DSD 63.400 t Aluminiumverpackungen aussortiert. Beprobungen von Sortieranlagen haben ergeben, dass der durchschnittliche Aluminiumgehalt dieser Verpackungen bei 42,3 % liegt. Bezogen auf den
Aluminiumgehalt werden so 81 % des eingesammelten Aluminiums aussortiert (Wolf,
S. 2000). Die restliche Aluminiummenge gelangt in die Fraktion Sortierreste. Die aussortierte Aluminiumfraktion ist ein Gemisch aus Vollaluminium-, Aluminiumverbundund fehlausgetragenen Nicht-Aluminium-Verpackungen, deren Metallgehalt jedoch zu
niedrig ist, um direkt verhüttet zu werden. Das Material verlässt daher die Sortieranlagen in paketierter Form, um anschließend weiter aufbereitet zu werden.
Bei der Aufbereitung von Aluminiumverpackungen lassen sich in Bezug auf die verwendeten Verfahren zum Trennen des Aluminiums von anderen Wertstoffen drei Typen von Anlagen unterscheiden, die jedoch alle mit demselben Ausgangsmaterial der
Sortieranlagen beschickt werden. Diese Anlagentypen werden im Folgenden als
direkte Pyrolyse, Verbundstoffaufbereitung und mechanische Aufbereitung bezeichnet.
Hinter diesen Bezeichnungen stehen keine real existierenden Anlagen, sondern es
handelt sich vielmehr um Begriffsbildungen, mit Hilfe derer verschiedene, real
existierende Anlagen, denen gewisse Trennverfahren gemeinsam sind, unter einem
Oberbegriff zusammengefasst werden. So werden beispielsweise mit der Bezeichnung
mechanische Aufbereitung Anlagen mit überwiegend händischer Sortierung erfasst.
Neben Aluminiumverpackungen werden in den entsprechenden Anlagen auch andere
aluminiumhaltige Vorstoffe wie Produktionsabfälle oder lackierter Aluminiumschrott, der
beispielsweise beim Altautorecycling in den Schwimm-Sink-Anlagen anfällt, aufbereitet.
(Wolf, S., 2000)
Die genannten Verfahrenstypen unterscheiden sich hinsichtlich Aufbereitungsquoten,
Energieverbrauch und Investitionsausgaben. Der kleinste Anteil, etwa 10 %, gelangt in
Anlagen mit überwiegend mechanischer Aufbereitung; Tendenz abnehmend. Etwa
35 % werden einer Verbundstoffaufbereitung zugeführt, der eine Pyrolyse für Verbunde
nachgeschaltet ist. Die Hauptmenge der Aluminiumfraktion aus den Sortieranlagen, die
verbleibenden 55 %, gelangen direkt in eine Pyrolyse (Wolf, S., 2000). Nach der Aufbereitung stehen unterschiedliche Fraktionen von Aluminium zur Verfügung, die eingeschmolzen oder direkt als Desoxidationsaluminium in der Stahlindustrie verwendet
werden. Im Folgenden werden die genannten Verfahrensalternativen kurz beschrieben.
126
Um bei der direkten Pyrolyse aus der Aluminiumfraktion der LVP-Sortierung ein
schmelzfähiges Konzentrat zu erzeugen, wird das Material zunächst in einem Einwellenzerkleinerer grob vorzerkleinert und anschließend der Pyrolyse in einem Drehrohrreaktor zugeführt. Bei diesem thermischen Verfahren werden die Aluminiumverbundverpackungen unter Luftabschluss auf Temperaturen von 500 bis 580 °C erhitzt, wodurch die organischen Bestandteile (Kunststoffe, Papier, Speisereste) in Pyrolysegas
und Pyrolysekoks zersetzt werden, während das Aluminium von der Erhitzung weitgehend unbeeinflusst bleibt. Die gasförmigen Zersetzungsprodukte werden verbrannt und
die so gewonnene Energie wird genutzt, um den Prozess autotherm zu betreiben. Derzeit gibt es etwa fünf derartige Anlagen in Deutschland; die tatsächliche Anzahl ist
schwer feststellbar (I.A.R., 2002). Die Pyrolyse ist auch ein wichtiges Aufbereitungsverfahren für andere lackierte Aluminiumschrotte, insbesondere aus dem Automobilbereich. Der Energieverbrauch bei der Pyrolyse beläuft sich auf 51 kWhel/t Durchsatz
(Mutz, 2001; Wolf, S., 2000).
Nach der Pyrolyse werden das metallische Aluminium und der Pyrolysekoks zunächst
bei 5 mm klassiert, wodurch ein Großteil des Kokses als Feingut vom Aluminium abgetrennt wird. Die Koksfraktion wird zur Herstellung von Koksmassen wie beispielsweise Elektroden verwendet. Da an den Oberflächen des Aluminiums noch Koksreste
anhaften, wird das Material in eine Glühkammer chargiert, in der der Koks unter geregelter Luftzufuhr verbrannt wird. Anschließend wir die verbleibende Asche durch eine
weitere Klassierung vom Aluminium abgetrennt. Die Aschen enthalten Aluminium praktisch nur in oxidierter Form und werden auf Hausmülldeponien abgelagert.
Bei der Verbundstoffaufbereitung handelt es sich um mechanische Aufbereitungsverfahren, bei welchen ein weitgehender Aufschluss von Verbunden aus Aluminium,
Kunststoffen und Papier erzielt wird. Zunächst wird die Aluminiumfraktion aus der Sortieranlage in einem Einwellenzerkleinerer grob vorzerkleinert. Ein Windsichter trennt
anschließend eine weitgehend aluminiumfreie Fraktion ab, welche auf Hausmülldeponien gelagert oder der Müllverbrennung zugeführt wird. Das verbleibende Material wird
dann einer Turborotormühle zugeführt, in der das Material weiter zerkleinert und aufgeschlossen wird. Eine durch hohe Luftgeschwindigkeiten verursachte starke Turbulenz stellt den weitgehenden Aufschluss sicher.
Nach dem Aufschluss wird das Material in mehrere Kornklassen klassiert und anschließend auf Luftherden sortiert, wobei als Schwergut die Aluminiumfraktion gewonnen wird. Das Leichtgut enthält die nicht aufgeschlossenen Verbunde, welche einer
Pyrolyse zugeführt werden. Das Leichtgut macht etwa 45 Gew.- % des Eingangsmaterialstroms an Aluminiumverpackungen aus, mit einem durchschnittliche Al-Gehalt von
15 % (Wolf, S.). Im Gegensatz zur direkten Pyrolyse der Aluminiumfraktion wird der
127
anhaftende Koks nicht verbrannt, sondern durch eine mechanische Beanspruchung
des Pyrolysegutes in einer Trommelmühle von den Oberflächen des Aluminiums abgelöst und anschließend durch eine Klassierung als Feingut vom Aluminium getrennt.
Der Energiebedarf der unter Verbundstoffaufbereitung zusammengefassten Anlagen
liegt bei 50 kWhel/t. Die nachgeschaltete Pyrolyse benötigt weitere 64 kWhel/t Durchsatz (Mutz; Wolf, S.).
Unter mechanischer Aufbereitung werden Anlagen mit hauptsächlich händischer
Sortierung zusammengefasst. Bei diesen Anlagen wird nur der Anteil an Vollaluminiumverpackungen aus der Aluminiumfraktion aussortiert. Hierzu wird das Material zunächst in einem Einwellenzerkleinerer auf <50 mm zerkleinert, um den für die nachfolgende Sortierung erforderlichen Aufschluss zu erreichen. Danach erfolgt eine Windsichtung, bei der hauptsächlich Kunststofffolien und Papierfasern abgetrennt werden,
die dann später deponiert oder der Müllverbrennung zugeführt werden. In einem zweiten Sortierschritt wird der Materialstrom nun wirbelstromgeschieden, wobei der Wirbelstromscheider so eingestellt ist, dass er lediglich Vollaluminium aussortiert. Verbunde
werden nicht ausgelenkt und gelangen entweder auf die Deponie oder in die Müllverbrennung. Der Energieverbrauch bei der mechanischen Aufbereitung beträgt 70
kWhel/t Durchsatz (Mutz; Wolf, S.).
Recyclingquoten beim Verpackungsrecycling
Im Folgenden wird das Recycling von Aluminiumverpackungen hinsichtlich der prozessbezogenen Recyclingquoten (Erfassungsquote, Aufbereitungsquote, Verhüttungsquote) untersucht.
Die Erfassungsquote für Verkaufsverpackungen aus Haushalten und Kleingewerbe
und somit auch für Aluminiumverpackungen liegt, wie bereits erwähnt, nach Angaben
des DSD bei 89 %. Die Sortierquote von Aluminium beläuft sich in konventionellen
Sortieranlagen auf 81 %, d. h. bezogen auf den Aluminiumgehalt werden 81 % der eingesammelten Aluminiumfraktion aussortiert (Wolf, S., 2000). Die SORTEC-Technologie erreicht bei Aluminium eine Sortierquote von rund 94,0 % (Mutz, 2001).
Bei der Aufbereitung von Aluminiumverpackungen lassen sich, wie im vorherigen Abschnitt dargestellt, drei Typen von Anlagen unterscheiden: direkte Pyrolyse, Verbundstoffaufbereitung und mechanische Aufbereitung. Es sei noch einmal darauf hingewiesen, dass es sich dabei nicht um real existierende Anlagen handelt, sondern um die
Zusammenfassung von Anlagen mit ähnlichen Aufbereitungsprozessen unter einem
Oberbegriff. Nach der Aufbereitung stehen Aluminiumfraktionen mit unterschiedlichem
Metallgehalt zur Verfügung, die in Drehtrommelöfen eingeschmolzen werden. Abbil-
128
dung 2.2-20 zeigt die Aufbereitungsquoten und Schmelzausbeuten von Aluminium bezüglich der verschiedenen Anlagentypen.
Abbildung 2.2-20: Aufbereitungsquoten und Schmelzausbeuten bei Aluminiumverpackungen
100
90
94,5
93,0
91,7
91,2
80
82,0
70
70,4
Prozent
60
50
40
30
20
10
0
Aufbereitungsquote
Pyrolyse
Verbundaufbereitung
Verhüttungsquote
mech. Aufbereitung
Obige Aufbereitungsquoten geben das Verhältnis der Metallinhalte im Eingangs- und
im Ausgangsmaterialstrom der jeweiligen Aufbereitungsprozesse wider. Die Aufbereitungsquote für die Verbundaufbereitung stellt das gewichtete Mittel aus reiner Verbundaufbereitung und anschließender Pyrolyse dar. Wie die Abbildung zeigt, sind sowohl Aufbereitungsquote als auch Schmelzausbeute bei der direkten Pyrolyse am
höchsten, bei den Anlagen der mechanischen Aufbereitung am niedrigsten. Die gewichtete Aufbereitungsquote von Aluminium für alle Verfahrensvarianten beträgt
91,1 %. Die Gewichtung erfolgt dabei mit dem Aluminiuminhalt der eingehenden Stoffströme. Die durchschnittliche Schmelzausbeute bei der Verhüttung der aufbereiteten
Aluminiumfraktionen liegt bei 91,5 %. Durch die Aufbereitung von Salzschlacke und
Krätze, die beim Einschmelzen des Aluminiumschrotts entstehen, werden 1,0 % der
theoretisch zur Verfügung stehenden Gesamtmenge an Aluminium zurückgewonnen.
Somit ergibt sich die technische Recyclingquote von Aluminium als Produkt aus Sortierquote Sq, Aufbereitungsquote und Schmelzausbeute und unter Berücksichtigung
des aus der Salzschlacke zurückgewonnen Anteils zu 68,5 % (Rq,t = Sq * Aq * Sa +
1,0 % = 68,5 %). Unter Einbeziehung der Erfassungsquote von 89 % ergibt sich die
Gesamtrecyclingquote von Aluminium zu 61,0 % (Abbildung 2.2-21). Am entstehenden
129
Materialverlust hat die Sortieranlage einen Anteil von 59 %, die Aufbereitung von 22 %
und die Verhüttung von 19 %.
Abbildung 2.2-21: Recyclingquoten Aluverpackungen, konventionelle Sortieranlage
100
90
80
91,1
89,0
91,5
81,0
70
61,0
Prozent
60
50
40
30
20
10
0
Erfassung
Sortieranlage
Aufbereitung
Verhüttung
Gesamt
Die Hauptschwachstelle beim Recycling von Leichtverpackungen stellt somit die Sortieranlage dar, in der fast 20 % des Aluminiums verloren gehen. Dahingegen erreicht
die SORTEC-Technologie bei Aluminium eine Sortierquote von 94 %; die gewonnene
Aluminiumfraktion muss anschließend einer Pyrolyse unterzogen werden. Die technische Recyclingquote kann sowohl durch eine Verbesserung der Ausbringung der Sortieranlagen als auch durch die Wahl des Aufbereitungsverfahrens erhöht werden. Unter
der Annahme, dass die Aluminiumfraktion konventioneller Sortieranlagen gänzlich der
Pyrolyse zugeführt würde, ergäbe sich eine technische Recyclingquote von 72,2 %. In
Kombination mit der SORTEC-Anlage erreicht man eine technische Recyclingquote
von 83,6 % (Abbildung 2.2-22). Die Erfassungsquote wird dabei als konstant angesehen.
130
Abbildung 2.2-22: Szenario Recyclingquote Aluminiumverpackung
100
90
80
83,6
70
74,4
72,2
Prozent
60
64,3
50
40
30
20
10
0
techische Recyclingquote
konvent. Sortierung + Pyrolyse
Gesamtrecyclingquote
SORTEC 3.0 + Pyrolyse
Energetische Bewertung des Recyclings von Aluminiumverpackungen
Nachfolgend werden die Prozessstufen Transport, Sortierung, Aufbereitung und
Schmelze berücksichtigt. Die ausführliche Darstellung findet sich bei Ball (2002).
Bei der Bestimmung der spezifischen Energieverbräuche von Transport und Aufbereitung wurde wiederum eine massebezogene Allokation durchgeführt. Die anteilige Zuordnung des Energieverbrauchs erfolgte dabei nur bezüglich derjenigen Produktfraktionen, die einer späteren Verwertung zugeführt werden. Hierzu zählen jedoch nicht die
Fehlbeschickungen im LVP-Sammelgemisch sowie die Materialfraktionen, die nach der
Aufbereitung deponiert werden. Bei der Bestimmung des Energieverbrauchs in den
Sortieranlagen wurde eine wegspezifische Allokation bei der Sortierung der verschiedenen Produktfraktion vorgenommen. Dabei wurde für jede Produktfraktion der spezifische Weg in der Sortieranlage und der daraus resultierende anteilige Energiebedarf an
der Sortierung ermittelt.
Betrachtet man die Transportaufwendungen für die Rückführung und spätere Verwertung von Verkaufsverpackungen, so sind mehrere Transportwege zu bilanzieren (Tabelle 2.2-5). Zunächst müssen die Verpackungen eingesammelt und zu den Sortieranlagen gebracht werden. Dieser Transport erfolgt in Müllfahrzeugen. Anschließend wer-
131
den die Aluminiumverpackungen zu Aufbereitungsanlagen und schließlich zu den
Schmelzwerken weitertransportiert.
Tabelle 2.2-5:
Transportwege beim Aluminium-Verpackungsrecycling
Distanz Transportmittel Verbrauch Transporteinheit
Erfassung – Sortieranlage
50 km
Müllfahrzeug
73 l /100
km
12 t (15 bis 21m³)
Sortieranlage – Aufbereitung & Aufbereitung –
Schmelze (Alu)
500 km
LKW
35 l /100
km
25 t
Quelle: HTP/IFEU, 2000; eigene Schätzungen
Tabelle 2.2-6 zeigt die produktspezifischen Energieverbräuche bei der Sortierung. Dabei wird deutlich, dass Materialfraktionen wie z. B. Weißblech, die relativ schnell aus
dem Materialstrom der Sortieranlage ausscheiden, einen spezifisch geringeren Energieverbrauch aufweisen als Aluminiumverpackungen oder Kunststofffolien, die die Anlage erst nach Durchlaufen aufwendiger Sortierverfahren verlassen. Gemäß der Anteile
der verschiedenen Aluminiumfraktionen am Sammelgemisch ergibt sich der durchschnittliche spezifische Energiebedarf für die Aussortierung des Aluminiums bei herkömmlichen Sortieranlagen zu etwa 101 kWhel/tAl, bei der SORTEC-Technologie zu
204 kWhel/tAl.
Tabelle 2.2-6:
Produktspezifischer Energieverbrauch bei der Sortierung
[kWh/t] LVP-Sortierung SORTEC 3.0
Aluminium
120
240
Aluminiumhaltige Verbunde
80
110
Verbunde auf Aluminiumbasis
90
220
Tetrapacks
80
60
Kunststofffolien und -becher
110
830
Kunststoffverbunde
110
230
Kunststoffflaschen
70
240
Sonstige Kunststoffe
80
640
PPK-Verbunde
60
570
Weißblech
80
80
Weißblechverbunde
80
80
Quelle: HTP/IFEU (2000)
132
Abbildung 2.2-23 stellt die spezifischen Energieverbräuche für die Summe aus Sortierung und Aufbereitung von Aluminiumverpackungen bei den verschiedenen Typen von
Aufbereitungsanlagen dar. Zum Vergleich wird die SORTEC-Technologie mit der anschließenden Aufbereitung der Aluminiumfraktion in der Pyrolyse gegenübergestellt.
Abbildung 2.2-23: Energiebedarf für Sortierung und Aufbereitung von Alu-Verpackungen
spez. Energie Sortierung und Aufbereitung in kWh/t
350
324,4
300
301,1
250
200
221,1
219,7
Pyrolyse
Verbundaufbereitung
226,8
150
100
50
0
mech. Aufbereitung
Gesamt
SORTEC 3.0
Quelle: Mutz (2001); DSD (2000); eigene Berechnungen
Der spezifische Energieverbrauch für die Verbundstoffaufbereitung stellt das gewichtete Mittel aus reiner Verbundaufbereitung und Pyrolyse dar. Die Gewichtung erfolgt
jeweils gemäß dem Metallinhalt der Outputströme. Dasselbe gilt für den durchschnittlichen Endenergieverbrauch für Sortierung und Aufbereitung von Aluminium aus konventionellen Sortieranlagen, der bei knapp 227 kWhel/tAl liegt. Aufgrund der energieintensiven SORTEC-Technologie und der anschließenden Aufbereitung des Aluminiums in einer Pyrolyse beläuft sich hier der Gesamtverbrauch auf etwa 324 kWhel/tAl.
Unter der Annahme, dass die Aluminiumfraktionen aus den konventionellen Sortieranlagen gänzlich einer Pyrolyse zugeführt würden, läge der spezifische Verbrauch für
Sortierung und Aufbereitung bei 221 kWhel/tAl.
Der Energiebedarf für die Verhüttung des Aluminiums liegt bei 13.600 MJPrim/t. Der
Gesamtprimärenergieverbrauch für Aluminium beläuft sich auf 16.420 MJPrim/t.
133
Abbildung 2.2-24: Primärenergieverbrauch Alu-Verpackungsrecycling
Aluminium
14.000
13.600
12.000
10.000
8.000
6.000
4.000
2.000
552
0
Transport
1.011
1.257
Sortieranlage
Aufbereitung
Verhüttung
Quelle: HTP/IFEU (2002); Mutz (2001); eigene Berechnungen
Zum Vergleich mit dem Recyceln von Weißblechverpackungen siehe den entsprechenden Abschnitt im Fallbeispiel Recycling von Weißblechverpackungen, Kapitel "Eisen und Stahl".
Recycling von Aluminiumverschlusskappen
Schraubverschlüsse von Pfandflaschen werden in Deutschland separat erfasst und
verwertet. Die 0,7 bzw. 0,75 l Glasmehrwegflachen werden entweder mit einem einteiligen Schraubverschluss aus Polyethylen (PE) oder mit einem Schraubverschluss aus
Aluminium mit PVC-Inlet verschlossen. Die Aluminiumverschlüsse werden aus Knetlegierungen hergestellt und wiegen je Stück etwa 1,5 g, wovon das Aluminium 0,95 g
und die PVC-Dichtung 0,65 g ausmachen. Bezogen auf die Anzahl der Füllungen werden 75 % der Flachen mit Aluminiumkapseln versehen, 25 % werden mit Kunststoffkapseln verschlossen (Wolf, S., 2000).
Die Verschlusskappen werden im Durchschnitt auf 90 % aller Getränkeflaschen vom
Verbraucher nach dem Leeren der Flasche wieder aufgeschraubt. Die Erfassungsquote liegt damit also bei etwa 90 %. Die restlichen 10 % der Verschlüsse gelangen in
den Hausmüll und sind so für ein Recycling verloren. Beim Abfüller, an den die ge-
134
leerten Flaschen zurückgehen, werden die Verschlüsse abgeschraubt und gesammelt,
um dann von spezialisierten Recyclingunternehmen abgeholt und verwertet zu werden.
1997 gelangten rund 21.650 t Schraubverschlüsse zurück zu den Abfüllern: davon waren etwa 11.900 t Aluminiumverschlüsse und 9.750 t Kunststoffverschlüsse (Wolf, S.,
2000). Um die Schraubverschlüsse aus Aluminium recyceln zu können, müssen diese
vor dem Einschmelzen aufbereitet werden. Zunächst werden PE- und Aluminiumschraubverschlüsse voneinander getrennt. Hierfür stehen grundsätzlich zwei Möglichkeiten zur Verfügung: die Wirbelstromscheidung oder eine Dichtesortierung mittels
Schwimm-Sink-Scheidung in Wasser. Letztere wird in den Aufbereitungsanlagen bevorzugt, da sie aufgrund der größeren Trennschärfe ein Kunststoffprodukt erzeugt,
welches praktisch frei von Aluminium ist. Bei der Dichtesortierung werden die
Schraubverschlüsse in einen Kastenscheider unterhalb der Wasseroberfläche gegeben, um ein Aufschwimmen von luftgefüllten Verschlüssen aus Aluminium zu verhindern. Dies würde zu einem Eintrag von Al-Verschlüssen in das PE-Produkt führen. Die
Trennschärfe des Kastenscheiders liegt bei knapp 100 %. Somit beläuft sich auch die
Aufbereitungsquote auf 100 %.
Nach der Schwimm-Sink-Sortierung werden die Kunststoffschraubverschlüsse gewaschen, auf einem Sieb entwässert und schließlich in einer Schneidmühle granuliert. Die
Aluminiumschraubverschlüsse, die als Sinkgut aus der Dichtesortierstufe ausgetragen
werden, werden ebenfalls auf einem Sieb entwässert und in eine Kühlschnecke gegeben. Diese Förderschnecke wird im Gegenstrom zu den Al-Verschlüssen mit flüssigem
Stickstoff beaufschlagt (Kryogenaufbereitung). Durch die Kühlung der Verschlüsse
auf etwa -145 °C versprödet die Dichtungseinlage aus PVC, während das Aluminium
unbeeinflusst bleibt. Hierdurch lässt sich in der nachgeschalteten Hammermühle der
Kunststoff von den Deckeln abschlagen und durch eine nachgeschaltete Siebklassierung vom Metall trennen. Der Bedarf an flüssigem Stickstoff für die Kühlung liegt bei
ca. 1 kg je kg erzeugter Aluminiumfraktion.
Nach der Trennung von Aluminium und PVC wird der Kunststoff getrocknet und bei
einem Trennschnitt von 2 mm in eine Staub- sowie eine Granulatfraktion klassiert. Der
Aluanteil wird in einer zweiten Hammermühle nachzerkleinert. In der so erzeugten
Aluminiumfraktion befinden sich noch rund 2 bis 3 Gew-. % an Kunststoff, die allerdings für den nachgeschalteten Schmelzprozess kein besonderes Problem darstellen.
Die Schmelzhütten können aus dem aufbereiteten Material erneut Knetlegierungen
erschmelzen. Die Schmelzausbeute beläuft sich auf etwa 92 %. Die technische Recyclingquote ergibt zu sich unter Berücksichtigung der aus der Salzschlacke zurückgewonnen Fraktion zu 93,5 %. Die Kryogenaufbereitung hat einen Bedarf an thermi-
135
scher Energie (Erdgas) von 780 MJ/t und an elektrischer Energie von 54 kWhel/t. Dies
entspricht einem Gesamtprimärenergiebedarf von etwa 1.410 MJPrim/t. (Wolf S., 2000)
2.2.7 Energetische Bewertung und Abschätzung des Energieeinsparpotenzials durch Aluminiumrecycling
Vergleicht man die Primärrouten der beiden meist verwendeten Metalle, so liegt der
Primärenergiebedarf zur Herstellung von Primäraluminium in Deutschland mit 200
GJPrim/t um knapp das 10fache über dem von Oxygenstahl mit etwa 21 GJPrim/t. Dies
schließt die Produktion von Tonerde in Deutschland mit ein. Der wesentliche Anteil am
Primärenergieverbrauch mit über 80 % fällt dabei in der Elektrolyse an. Hinsichtlich der
Verbesserung der Elektrolysetechnik hat sich im letzten Jahrzehnt wenig getan und
obwohl Energieeinsparungen aufgrund des hohen Anteils der Stromkosten von etwa
40 % an den gesamten Produktionskosten zu den Hauptzielen der Aluminiumindustrie
gehören, werden in den nächsten 20 Jahren diesbezüglich keine bedeutenden technologischen Durchbrüche erwartet. Zur Herstellung einer Tonne Sekundäraluminium
benötigt man endenergetisch gesehen nur etwa 13 % der Energie von Primäraluminium.
Aufgrund des hohen Bedarfs elektrischer Energie befinden sich die Standorte von Primäraluminiumhütten meist in Regionen mit einem hohen Anteil an Strom aus Wasserkraft (z. B. Norwegen und Kanada) oder billiger Kohle (z. B. Australien). Schon heute
werden knapp zwei Drittel des Hüttenaluminiums in der Welt mit Hilfe von Wasserkraft
erzeugt. In dem Maße, in dem die Primärproduktion in diese Länder verlegt wird, dürfte
der inländische Bedarf zunehmend durch Importe gedeckt werden und der Energieverbrauch der Primäraluminiumroute entsprechend im Ausland anfallen. Mit Re-Investitionen in Primäraluminium-Produktionskapazitäten (heute ca. 550.000 t) ist für
Deutschland in Zukunft aufgrund ungünstiger Stromerzeugungsbedingungen nicht zu
rechnen, so dass in Zukunft die Sekundärproduktion von Aluminium die einzige inländische Produktion sein dürfte.
wurde mit dem MIS-Modell eine Wirtschaftsstrukturentwicklung bis zum Jahr 2030 abgeleitet (Jochem/Mannsbart, 2002). Danach ist mit einem Auslaufen der Primäraluminiumproduktion von derzeit (2000) 644 kt zu rechnen. Die Primäraluminiumerzeugung,
welche in den siebziger Jahren in Deutschland aufgebaut wurde, hat sich erstaunlich
lange gehalten, trotz hoher Strompreise im Vergleich zu Ländern wie Kanada oder
Brasilien. Bis zum Jahr 2030 werden diese Anlagen aber 60 Jahre alt sein, und es ist
nicht davon auszugehen, dass neue Kapazitäten errichtet werden.
136
Tabelle 2.2-7:
Produktionsentwicklung von Primär- und Sekundäraluminium
2000
Referenz-Szenario (kt)
2010
2020
2030
Hüttenaluminium
644
650
200
0
Sekundäraluminium
548
810
1050
1220
Veränderung
pro Jahr
2,7 %
Die Abschätzung der Energieeinsparung durch Recycling und Verbesserung der Materialeffizienz ist beim Aluminium deutlich schwieriger als beim Stahl, aufgrund der hohen
Importanteile beim Primäraluminium (aber auch zunehmend beim Sekundäraluminium)
und aufgrund der starken Strukturverschiebungen zwischen Primär- und Sekundäraluminium bis 2030. Insbesondere ist eine rein nationale Bewertung der Einsparungen
schwierig durchzuführen. Aufgrund der hohen Importanteile von Primäraluminium, der
weiter steigenden Nachfrage, und unter der Annahme, dass erhöhtes Recycling und
verbesserte Materialeffizienz im wesentlichen importiertes Material ersetzen, kann davon ausgegangen werden, dass der überwiegende Teil der Einsparungen an Energie
(und CO2) in den Herstellungsländern des importierten Aluminiums erzielt wird. Im Zeichen des globalen Klimawandels ist dies allerdings von nachgeordneter Bedeutung,
wenn auch nicht völlig belanglos.
Zur Berechnung der Energieeinsparung durch Recycling wird die Definition von Recyclingquoten benötigt. In der Literatur finden sich zahlreiche Berechnungsmöglichkeiten
und Definitionen von Recyclinganteilen und Recyclingquoten, die oft in inkonsistenter
Weise verwendet werden. Einen Überblick über die am häufigsten verwendeten Definitionen dieser Begriffe gibt Anhang A1 zu dieser Studie ("Definition von Recyclingquoten").
Zur Abschätzung der Einsparungen beim Aluminium durch Recycling und Verbesserung der Materialeffizienz wurden für die einzelnen Verbrauchsbereiche des Aluminium
(Verkehr, Maschinenbau, Elektrogeräte und -anwendungen, Bau, Verpackungen,
Haushalte/Büro, Eisen/Stahl, Sonstige) ein Excel-Model aufgebaut, das die Verwendung von Aluminium und den entstehenden Schrott simuliert. Zu Bewertung der Einsparung durch Recycling wurden insbesondere die Erfassungs- und Aufbereitungsquoten in den einzelnen Verbrauchsbereichen variiert, und der dann entstehende
Schrott energetisch bewertet.
Zum einen wurden die Energieeinsparungen zwischen 1974 und 2000 berechnet,
indem die Erfassungs- und Aufbereitungsquoten im Jahr 1974 "eingefroren" wurden.
Für den dann weniger anfallenden Schrott wurde angenommen, dass dieser durch
importiertes Primäraluminium mit einem Primärenergieverbrauch von 156 GJ/t (einschließlich Vorketten) ersetzt werden müsste. Es ist unwahrscheinlich, dass sonst
137
mehr heimische Produktion mit einem Primärverbrauch von 212 GJ/t eingesetzt würde.
Die Einsparungen an Primärenergie durch Recycling belaufen sich in diesem Zeitraum
auf knapp 9 PJ.
Die Bewertung zukünftiger Einsparungen erfolgte im Referenzszenario über folgende
Annahmen: zum einen wurde angenommen, dass sich die Erfassungs- und Aufbereitungsquoten in den einzelnen Anwendungsbereichen bis 2030 wie in Tabelle 2.2-8
entwickeln. Im Vergleich zu den entsprechenden Quoten des Jahres 2000 ergeben
sich hierdurch Primärenergieeinsparungen von 5,8 PJ (2030 im Vergleich zu 2000). Im
Anwendungsbereich Verkehr wurde ein Aluminiumtrendszenario zugrundegelegt, in
dem der Aluminiumanteil im Pkw von heute ca. 100 kg auf mehr als das Doppelte ansteigt. Zum anderen wurden Materialeffizienzverbesserungen von 1 % jährlich im Zeitraum 2000-2030 in den Verbrauchsbereichen Maschinenbau, Elektrogeräte, Verpackungen, Haushalte/Büro in der Referenzentwicklung angenommen. In den Bereichen
Bau, Eisen/Stahl, Sonstige Anwendungen könnte das Potenzial der Verbesserung der
Materialeffizienz begrenzter sein. Insgesamt können unter diesen Annahmen durch
Verbesserung der Materialeffizienz 6,6 PJ bis 2030 eingespart werden. Auch hier
wurde angenommen, dass im wesentlichen (importiertes) Primäraluminium eingespart
wird. Materialeffizienz und Recycling beeinflussen sich gegenseitig in ihren Wirkungen,
weil durch Verbesserung der Materialeffizienz weniger Schrott zur Verfügung steht. In
Summe werden daher durch beide Maßnahmen zusammen nur 10 PJ Primärenergie
gespart.
Im Minderungsszenario werden die Erfassungs- und Aufbereitungsquoten weiter gesteigert (siehe Tabelle 2.2-9). Die Masse der Einsparung ist jedoch zurückzuführen auf
eine Erfassungsrate bei Pkw, die deutlich auf 90 % von heute 40 % gesteigert wird
(siehe auch Abbildung 2.2-17). Im Referenzszenario geht der Erfassungsgrad im Vergleich zu früher dagegen deutlich zurück. Hier gilt es aber abzuwägen, in welchem
Maß es sinnvoll ist, Altfahrzeuge einer möglichen weiteren Nutzung im Ausland zuzuführen mit einer möglicherweise schlechter geregelten Erfassung von Schrottfahrzeugen oder einer gesteigerten Verwertung im eigenen Land. Weiterhin wurde angenommen, dass die zusätzlich erfassten Schrotte einer Anwendung zugeführt zugeführt
werden können. Im Verbund mit weiteren Verbesserungen der Materialeffizienz könnten im Minderungsszenario bis zu 67 PJ eingespart werden (im Aluminium-Trendszenario; entsprechend mehr, wenn Aluminium massiver im Pkw eingesetzt wird).
138
Tabelle 2.2-8:
Referenzszenario
Verpackung
HH/Büro
Sonstige
Bauwesen
Elektro
Maschbau
Verkehr 11 (Auto)
Verkehr 30 (Rest)
(wie Maschbau)
EQ
AQ
EQ
AQ
EQ
AQ
EQ
AQ
EQ
AQ
EQ
AQ
EQ
AQ
EQ
AQ
1970-1980
20
65
40
80
20
70
75
85
65
75
50
85
70
75
50
85
1981-1990
50
70
45
85
25
75
80
90
70
80
55
90
70
80
55
90
1991-2000
89
75
50
90
30
80
85
95
75
85
60
95
55
85
60
95
2001-2010
95
85
60
95
40
85
90
95
80
90
70
95
40
90
70
95
2011-2030
95
95
70
95
50
90
95
95
85
95
80
95
40
95
80
95
Quellen: Rombach; Krone; eigene Schätzungen
Tabelle 2.2-9:
Minderungsszenario
Verpackung
HH/Büro
Sonstige
Bauwesen
Elektro
Maschbau
Verkehr 11 (Auto)
Verkehr 30 (Rest)
(wie Maschbau)
EQ
AQ
EQ
AQ
EQ
AQ
EQ
AQ
EQ
AQ
EQ
AQ
EQ
AQ
EQ
AQ
1970-1980
20
65
40
80
20
70
75
85
65
75
50
85
70
75
50
85
1981-1990
50
70
45
85
25
75
80
90
70
80
55
90
70
80
55
90
1991-2000
89
75
50
90
30
80
85
95
75
85
60
95
90
85
60
95
2001-2010
96
86
62
96
42
86
91
96
81
91
72
96
90
90
72
96
2011-2030
97
96
72
97
52
91
96
97
86
96
82
97
90
95
82
96
EQ: Erfassungsquote; AQ: Aufbereitungsquote
Quellen: Rombach; Krone; eigene Schätzungen
Tabelle 2.2-10 fasst die Primärenergieeinsparung durch Recycling und Verbesserung
der Materialeffizienz im Referenz- und im Minderungsszenario sowie für den Zeitraum
1974-2000 zusammen.
139
Tabelle 2.2-10: Übersicht Primärenergieeinsparung durch Recycling und Verbesserung der Materialeffizienz
Referenzszenario
Minderungsszenario
1974 - 2000
2000 – 2030
2000 – 2030
- 8,9
- 5,8
- 59,7
Materialeffizienz
- 6,6
- 9,3
Gewichtete Summe
- 10,1
- 66,6
PJ
Recycling
2.2.8 F&E-Bedarf
Da die Primäraluminiumindustrie in Deutschland zurückgehen wird, während die Sekundärerzeugung aufgrund der zunehmend zurücklaufenden Schrotte "mechanisch"
ansteigen muss (wenn nicht Netto-Schrottexporte in großem Maßstab erfolgen sollen),
kommt der Substitution von Primärmaterial durch Sekundärmaterial sowie geeigneten
Trennungsverfahren verschiedener Qualitäten eine steigende Rolle zu.
Auf der Suche nach leichteren Werkstoffen mit spezifisch hohen Steifigkeiten stellen
metallische Schäume eine interessante Möglichkeit dar. Dies ist derzeit ebenfalls Gegenstand intensiver F&E-Aktivitäten.
Indirekte Energieeinsparmöglichkeiten eröffnen sich, wie bereits erwähnt, im Bereich
der Nutzung der Produkte der Aluminiumindustrie. Hervorzuheben ist der Leichtbau im
Automobilsektor (auch Gegenstand einer eigenen Betrachtung im Rahmen dieses Vorhabens; siehe Abschnitt "Energetische Bewertung von Leichtbaustrategien im Automobilsektor"), der die Entwicklung neuer Werkstoffe erforderlich macht und auch sicherheitstechnische Anforderungen an den Werkstoff Aluminium stellt
Das Recycling von Aluminium stellt nur eine von vielen Möglichkeiten, den Energiebedarf der Branche und die resultierenden CO2-Emissionen zu senken. Allerdings waren
weltweite Anstrengungen, den Energieverbrauch durch stabile Anoden zu senken, bisher nicht erfolgreich. Nach Expertenmeinung könnte dies auch bis zum Zeithorizont
2030 so bleiben. Zu bedenken ist, dass Primäraluminium energetisch nur mehr einen
Faktor 2 vom theoretischen Minimum entfernt ist, und es daher um so schwieriger wird,
auf dieser Seite Verbesserungen zu erzielen. Desto mehr Gewicht kommt daher der
Verbesserung der Recyclingfähigkeit und der Verbesserung der Materialeffizienz zu.
Quellen
Altepohl, D.: Aluminium von innen. 5. Auflage, Aluminium-Verlag Düsseldorf, 1994
Aluminium-Taschenbuch. Band 1-3, 15. Auflage, Aluminium-Verlag Düsseldorf, 1997
140
Arbeitsgemeinschaft (ARGE) Altauto: 1. Monitoringbericht. Frankfurt am Main, 2000,
A/U/F: Initiative "Aluminium und Umwelt im Fenster- und Fassadenbau", Frankfurt/M.,
http://www.a-u-f.com
Boin, U.; Linsmeyer, T.; et al.: Stand der Technik in der Sekundäraluminiumerzeugung
im Hinblick auf die IPCC-Richtlinie. Umweltbundesamt Wien, 2000
Briem S.; Alkan, Z.; Quinkertz, M.: Development of energy demand and energy-related
CO2
emissions
in
melt
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for
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144
2.3
Energetische Bewertung von Leichtbaustrategien im
Automobilsektor
2.3.1 Einführung
Dem Automobilsektor kommt unter dem Gesichtspunkt der Materialeffizienz aus einer
Reihe an Gründen eine herausgehobene Stellung zu:
• Der Automobilsektor stellt sowohl für Stahl als auch für Aluminium den bedeutends-
ten Anwendungsbereich dar. Der Straßenfahrzeugbau hat einen Anteil von knapp
30 % am Stahlverbrauch6 und von 33 % an dem von Aluminium7 in Deutschland.
Auch für Kunststoffe und Glas ist der Automobilsektor ein wichtiger Abnehmer.
• Die Jahresproduktion an PKW in Deutschland beläuft sich heute auf über 5 Millio-
nen (siehe die Ausführungen im Kapitel "Eisen und Stahl").
• Die Zahl der PKW-Löschungen liegt zur Zeit bei mehr als 2 Millionen PKW pro Jahr.
• Ca. 1/3 der gesamten Endenergie in Deutschland wird im Straßenverkehr ver-
braucht.
• Die CO2–Emissionen dieses Sektors haben einen Anteil von 21 % an den gesamten
CO2–Emissionen der Bundsrepublik Deutschland im Jahre 20008.
Diese Zahlen verdeutlichen, dass Fragen des Recyclings und des effizienten Einsatzes
der Energie für diesen Sektor von besonderer Relevanz sind. Im Folgenden werden
deshalb der heutige Stand und die künftigen Perspektiven von Materialeffizienzstrategien im Automobilsektor analysiert. Diese Ausführungen gehen über die im Kapitel
"Eisen und Stahl" gemachten Auswertungen hinaus, weil dort auf das Thema des Altautorecyclings fokussiert wird, während jetzt die Materialstrategien über den gesamten
Lebenszyklus mit dem Schwerpunkt auf Leichtbaustrategien analysiert werden. Diese
Analysen beziehen den Bereich des Recyclings mit ein und die in den Kapiteln "Eisen
und Stahl" sowie "Aluminium" dargelegten Ausführungen und Zahlenwerte werden
übernommen, es sei denn, dass explizit auf Abweichungen hingewiesen wird.
Gegenstand der Untersuchung sind dabei Personenkraftwagen der sogenannten Fahrzeugklasse M1, mit der der weit überwiegende Teil aller Kraftfahrzeuge (im Jahr 2000
6
Wirtschaftsvereinigung Stahl (2002).
7
Gesamtverband der Aluminiumindustrie e.V. (2002).
8
Siehe Enquete Kommission des Deutschen Bundestages (2002).
145
hatte diese Klasse einen Anteil von 83 % am gesamten Kraftfahrzeugbestand9) erfasst
wird.
Das Kapitel ist wie folgt gegliedert: Zunächst wird auf die Bedeutung von Leichtbaustrategien im Automobilbau eingegangen und dann werden verschiedene Entwicklungstendenzen im Leichtbau vorgestellt und unter energetischen Gesichtspunkten
diskutiert. Weil belastbare Aussagen hierüber nur modellgestützt erfolgen können,
werden anschließend verschiedene methodische Modellansätze vorgestellt und hinsichtlich ihrer Eignung zur Anwendung auf die vorliegende Problemstellung diskutiert.
Hieraus leitet sich die Wahl eines methodischen Konzeptes ab und ein neues Modell
wird entwickelt. Nach der Definition von Szenarien und der Festlegung der Rahmenbedingungen und Eingangsgrößen werden die Modellergebnisse vorgestellt und diskutiert. Das Kapitel endet mit Schlussfolgerungen.
2.3.2 Leichtbaustrategien im Automobilbau
2.3.2.1 Die Relevanz von Leichtbaustrategien
Der Kraftstoffverbrauch eines Fahrzeuges hängt wesentlich von dessen Masse ab
(Roll-, Beschleunigungs- und Steigungswiderstand sind masseabhängig, einzig der
Luftwiderstand nicht). Folgende Zahlen belegen die Relevanz von Leichtbaustrategien
im Automobilbau: Ausgehend von einen Fahrzeuggewicht von 1000 kg geben Van den
Brink et al. (1999) eine Verbrauchsminderung von 7 % pro 100 kg Gewichtseinsparung
auf 100 km an, während in Klein (2001) eine Senkung von 0,3 bis 0,6 l/(100 km x 100
kg Gewichtseinsparung) angegeben wird. In Eberle (2000) wird eine Bandbreite von
0,4 bis 0,8 l genannt. In Schwarz et al. (2002) wird angegeben, dass ausgehend von
einem Fahrzeuggewicht von 1200 kg ca. 360 kg10 durch einen Leichtbau reduziert
werden können. Dies entspricht einer Verbrauchseinsparung an Kraftstoffen von 13 bis
25 %. Allerdings ist zu betonen, dass die Höhe der Kraftstoffverbrauchsminderung
durch Gewichtseinsprung auch von anderen Faktoren abhängen. In Pehnt (2001) wird
auf den Einfluss der Fahrsituation hingewiesen. So sind die Einsparungen beim Stadtverkehr am größten (ca. 0,35 l/(100 km x 100 kg Gewichtseinsparung), während sie bei
Autobahnfahrten zwischen 0,1 und 0,15 l liegen. In Eberle (2002) wird darauf verwiesen, dass der Minderverbrauch vom Verhältnis des Kraftstoffverbrauches und des Gewichtes abhängt. Je geringer der Kraftstoffverbrauch im Verhältnis zum Fahrzeugge-
9
Kraftfahrt-Bundesamt (2002).
10 Aufteilung: Fahrwerk ca. 90 kg, Motor und Antrieb ca. 80 kg und Karosserie und
Innenausbau ca. 210 kg.
146
wicht ist, umso geringer ist die Einsparung. Daraus folgt, dass bei Kleinwagen mit effizienter Motorentechnik (z. B. Direkteinspritzer) eine Gewichtsreduzierung deutlich weniger Vorteile bietet. Auch bei Dieselfahrzeugen fällt die Kraftstoffeinsparungen etwas
geringer aus.
Kägson (2000) kommt bei seiner Analyse, wie die Automobilhersteller ihre Selbstverpflichtungserklärung gegenüber der Europäischen Kommission zur Reduzierung der
CO2-Emissionen11 nachkommen können, zu dem Fazit, dass die Hälfte der CO2Einsparungen (und damit des Energieeinsatzes) durch eine Gewichtsreduzierung
erreicht
werden
kann.
Auch
andere
Studien
heben
die
Bedeutung
der
Gewichtsreduzierung hervor (siehe z. B. Prognos (2000), S. 339). Die 3-LiterVerbrauchsversion des VW Lupo wird dadurch erreicht, dass 32 % aller realisierten
Einsparmaßnahmen auf den Leichtbau zurückzuführen sind12 (60 % durch MotorGetriebe-Optimierung und 8 % durch einen verringerten Cw-Wert).
Den Maßnahmen zur Gewichtsreduzierung bei der Rohkarosserie und dem Antrieb
steht allerdings eine Zunahme des Gewichts durch Maßnahmen zur Sicherheits- und
Komforterhöhung (z. B. Gurtstraffer, Airbags, Klimaanlagen, Anstieg an Boardelektronik, verbessertes Schwingungs- und Geräuschverhalten) und gestiegene Motorleistung
entgegen13. Dieser Trend hat sich in der Vergangenheit gezeigt. Während der 80er
und 90er Jahre haben sich die Motorwirkungsgrade verbessert und der Wind- sowie
der Rollwiderstand reduziert. Diese verbrauchsmindernden Fortschritte wurden
allerdings annähernd durch eine Leistungszunahme bei den Motoren und eine Gewichtszunahmen der PKW kompensiert14. In den letzten 25 Jahren ist das
durchschnittliche Leergewicht von Neufahrzeugen durch zunehmenden Einsatz von
Komfort- und Sicherheitsausstattungen sowie leistungsstärkerer Motoren von 900 kg
auf heute 1120 kg gestiegen15. Für die Niederlande weisen Van den Brink et al. (1999)
11 Freiwillige
Selbstverpflichtungserklärung der European Automobile Manufactures
Association (ACEA) mit der Europäische Kommission vom Juli 1998 zur Reduktion der CO2
-Emissionen beim Kraftstoffverbrauch von Fahrzeugen (ACEA 1998)). Einer der
wesentlichen Punkte ist die Verpflichtung der Automobilhersteller, die durchschnittlichen
CO2-Emissionen auf 140 g/km bis zum Jahre 2008 für alle neuen PKW in der EU zu
senken. Im Jahre 1997 betrugen die CO2 -Emissionen aller registrierten Autos in Europa
noch 183 g/km (ECMT 1999).
12 Siehe Klein (2002).
13 Siehe zu Zahlen Klein (2002).
14 Siehe zu europäischen Zahlen Kägeson (2000), S. 3ff. und Van den Brink et al. (1999).
15 Zahlen basieren auf eigenen Berechnungen aufgrund von Produktions- und Gewichtsan-
gaben einzelner PKW.
147
aus, dass ohne die Gewichtszunahme die PKW in den Niederlanden von 1985 bis
1997 einen um 13 % niedrigeren Kraftstoffverbrauch aufweisen würden.
Ansatzpunkte für eine künftige Gewichtsreduzierung bei PKW sind:
• Spezifisch leichte Werkstoffe (auf diese wird im folgenden Kapitel näher eingegan-
gen),
• Konstruktions- und Bauweisen,
• Auslegung und Optimierung sowie
• Belastung und Krafteinleitung.
2.3.2.2 Entwicklungstendenzen im Leichtbau
Um eine Gewichtsreduzierung bei PKW durch Leichtbau über die Materialwahl bzw.
Materialeinsparung zu erreichen, werden zur Zeit verschiedene Strategien verfolgt. Ein
Ansatzpunkt ist die Gewichtsreduzierung bei Stahl, die u. a. durch folgende Maßnahmen erzielt werden kann:
• Tailored Blanks (maßgeschneiderte Bleche in unterschiedlicher Dicke),
• höherfeste Stähle,
• innenhochdruckgeformte Teile und
• laserstrahlgeschweißte Profile.
Im internationalen Forschungsprojekt ULSAB (Ultra-Light-Steel-Auto-Body), das von
Stahlunternehmen getragen wird, wurde eine Gewichtsreduzierung der Karosseriemasse u. a. durch die vorab genannten Maßnahmen um 25 % bei Mittelklassewagen
erzielt (siehe hierzu und zu den weiteren Ausführungen Prange (2001)16). In den
Nachfolgeprojekten wird eine Gewichtsreduzierung
• bei den Anbauteilen (z. B. Türen, Motorhauben) im ULSAC-Projekt ebenfalls um
25 % und
• bei den Fahrwerken (ULSAS-Projekt) um 20 %
angestrebt bzw. diese wurde bereits nachgewiesen. Zur Identifikation von Leichtbaulösungen aus Stahl für die sogenannten Volumenmodelle läuft zur Zeit das ULSAB-AVCProjekt. Es gibt weitere Möglichkeiten eines Stahlleichtbaus, wie beispielsweise die
neuen, bereits am Markt eingeführten Stahl-Leichtbauräder, die gegenüber den
konventionellen Stahlrädern eine Gewichtsminderung von ca. 20 % erreichen (Stahlonline 2002).
16 Siehe auch http://www.stahl-info.de/deutsch/stahlauto/inhalt/pdf/ulsab-broschuere.pdf,
148
Eine weitere Möglichkeit zur Realisierung eines Leichtbaues bei PKW ist die Substitution von Stahl durch Aluminium. Dabei kann als Näherungswert davon ausgegangen
werden, dass 1 kg Stahl im Fahrzeug gewichtsmäßig durch 0,6 kg Aluminium (bei gleicher Funktionalität) substituiert werden kann, wobei diese Substitution unabhängig vom
Leergewicht unterstellt wird (siehe die Diskussionen weiter oben). Die Dichte von Aluminium beträgt nur 1/3 der Dichte von Stahl. Allerdings kann Stahl nicht 1:1 durch Aluminium substituiert werden, da Aluminium u. a. eine geringere Steifigkeit aufweist.
Stahl kann durch Aluminium in vielfältiger Weise substituiert werden17. Bei der
Karosserieherstellung kann für die traditionellen Blechschalenbauweise grundsätzlich
auch Aluminium verwendet werden. Alternativ kann auch das Space-Frame-Konzept
realisiert werden, bei dem die Vorteile von Aluminium – z. B. dünnwandige Alu-Strangpressprofile mit Hohlräumen oder Druckgussteile als Knotenelemente – ausgenützt
werden, die in dieser Form aus Stahl nicht herstellbar sind18. In Eberle (2000) wird eine
Aluminiumkarosserie mit einem Gewicht von 212 kg bilanziert gegenüber einer Stahlkarosserie von 382 kg. In vergleichbarer Größenordnung von einer 40 bis 50 %igen
Gewichtseinsparung einer Aluminiumkarosserie gegenüber einer konventionellen
Stahlkarosserie liegen auch die Angaben in BMBF (1997), wobei die Angaben zum
einen aus der Partnership for a New Generation of Vehicles (PNVG) Studie, bei der
drei amerikanische Automobilhersteller beteiligt sind, und zum anderen von Volkswagen stammen. Die Aluminium-Karosserie des Audi A2 ist mit 895 kg um mehr als 40 %
leichter als bei einer konventionellen Stahlbauweise. Offen ist noch die Frage, ob bei
Aluminiumkarosserien durch konstruktive Maßnahmen – wie die Gewichtsreduzierungen bei Stahl mit den Ultra-Light-Steel Auto gezeigt haben – noch weitere Gewichtsreduktionspotenziale bestehen.
Insbesondere
im
Bereich
der
Karosserie
liegen
somit
die
eigentlichen
Wachstumspotenziale für Aluminium und einer Gewichtsreduzierung. Weiterhin können
aber auch die Anhängteile, der Motorblock19, die Achsen, die Felgen20 etc. aus
Aluminium
hergestellt
werden.
Auch
Aluminiumschäume
bieten
zunehmend
17 Siehe Furrer (2002), Klein (2002).
18 So ist die Aluminium-Karosserie des Audi A2 ist mit 895 kg um mehr als 40 % leichter als
bei konventioneller Stahlbauweise.
19 Der Motorblock aus Aluminium führt zu einer Gewichtsersparnis in der Größenordnung von
10 bis über 30 kg.
20 Alu-Felgen führen gegenüber von konventionellen Stahlfelgen zu einer Gewichtsreduzie-
rung von ca. 35 %, gegenüber den Stahlleicht-bau-rädern beträgt die Gewichtsreduzierung
noch 15 % (Stahl-online 2002).
149
Einsatzmöglichkeiten im Automobil (Bodengruppen, Motorhauben etc.)21. Somit
werden dem Aluminium im Automobil in Zukunft weitere Wachstumspotenziale
eingeräumt22.
Weitere Leichtbauoptionen bestehen auch durch den stärkeren Einsatz von Polymerwerkstoffen23 und anderen Leichtmetallen bzw. dem Multi-Material-Design (siehe Klein
2002). So gehen Studien von Fahrzeugen mit einer Magnesiumkarosserie von einem
Gewichtsreduktionspotenzial von 50 % aus (siehe Cole 1999). Magnesium hat eine
noch geringere spezifische Dichte als Aluminium. Eine Substitution von Aluminium
durch Magnesium führt nach Altmann (2002) zu einer 15 - 20 %igen Gewichtsreduzierung. Gegenüber Stahlblechen zu einer 60 %igen Ersparnis.
In Altmann et al. (2002) werden die gesamten Einsparpotenziale durch Materialwahl
und konstruktive Maßnahmen aus verschiedenen Studien zusammengeführt. In der
Summe wird ein Einsparpotenzial von ca. 40 % gesehen (siehe Tabelle 2.3-1).
Tabelle 2.3-1:
Übersicht über Gewichtsreduktionspotenziale bei PKW (Quelle PNGV
(Partnership for a New Generation of Vehicles, nach BMBF (1997) zitiert)
Baugruppe
Konventionell (kg)
PNGV Fahrzeug (kg)
Reduktion in %
Karosserie
514
257
50
Antrieb
499
249
50
Fahrwerk
394
354
10
Sonstiges
62
28
55
1470
889
40
Gesamt
Bei den vorgestellten Leichtbaustrategien ist weiterhin zu berücksichtigen, dass durch
diese auch ein sekundäres Gewichtsreduktionspotenzial (schwächerer Antrieb,
geringer dimensionierte Bremsen, etc.) entsteht.
Legt man die weiter oben dargestellten Einsparpotenziale beim Kraftstoffverbrauch
zugrunde und geht von dem heutigen Durchschnittsverbrauch von Neuwagen aus, so
21 Siehe Krone (2000).
22 Siehe auch Klein (2002).
23 Einem zunehmenden Einsatz von Kunststoffen stehen insbesondere die Anforderungen der
EU-Altfahrzeugrichtlinie bezüglich der stofflichen Verwertung der eingesetzten Materialien
entgegen.
150
ergibt eine 40 %ige Gewichtsreduzierung ein Potenzial an Kraftstoffeinsparung von 17
bis 34 %24.
2.3.2.3 Eine erste energetische Bewertung von Leichtbaustrategien
Leichtbaustrategien auf Basis von Stahl-optimierten Konzepten sind aus energetischer
Sicht vorteilhaft, weil der Kraftstoffeinsparung während der Nutzungsphase kein relevanter Energiemehraufwand während der Produktionsphase gegenübersteht. Bei einer
Substitution von Stahl durch Aluminium steht der Kraftstoffersparnis allerdings ein nicht
unerheblicher Mehraufwand bei der Produktion gegenüber, weil die Produktion von
Primäraluminium (bzw. Sekundäraluminium) gegenüber der Produktion von Primärstahl (bzw. Sekundärstahl) ca. 10 mal (bzw. 2 mal) mehr Primärenergie benötigt. In
den meisten Studien zur energetischen Bewertung einer solchen Substitution werden
auf Basis eines statischen Ansatzes die Laufleistungen des PKW berechnet, ab der der
eingesparte Kraftstoff die Mehraufwendungen bei der Produktion übersteigt. In Abhängigkeit der festgelegten Annahmen (u. a. zur Kraftstoffeinsparung durch eine Gewichtsreduzierung, zum Primärenergieaufwand der Aluminium- und Stahlproduktion, zum
Anteil von Guss- und Knetlegierungen und zu energetischen Gutschriften durch ein
Recycling) kann diese mit 30 000 bis 130 000 km angegeben werden25. Allerdings
haben solche statischen Betrachtungen nur einen begrenzten Aussagewert. Aufgrund
des zeitlich unterschiedlichen Anfalls von Energiemehr- bzw. Minderaufwendungen
stellt sich die Frage, welchen Einfluss die Leichtbaustrategien auf die zeitliche Entwicklung des gesamten Primärenergieaufwandes haben. Dieser Frage wird in den folgenden Kapiteln nachgegangen.
Auch bei anderen Leichtmetallen und Polymerwerkstoffen muss in die Betrachtung der
Energieaufwand der Herstellung und die Energieeinsparung durch ein Materialrecycling mit bilanziert werden. Zur Herstellung von Magnesium ist nach UBA (1999) ein
Gesamtenergieaufwand von 247 MJ/kg notwendig. Magnesium ist recycelbar, aber mit
hohem Energieaufwand (siehe Eberle 2002). Der Energieverbrauch bei Kohlefasern
kann mit 340 bis 600 MJ/kg und bei Epoxidharz mit 140 MJ/kg angegeben werden
(nach Altmann 2002), wobei bei beiden Produkten noch offene Recyclingfragen bestehen.26
24 Gerechnet für eine Bandbreite an Kraftstoffeinsparung von 0,3 bis 0,6 l/(100 km x 100 kg
Gewichtseinsparung) und einem Durchschnitts-verbrauch von 8 l auf 100 km.
25 Siehe Furrer (2002), Eberle (2000) und eigene Berechnungen.
26 Zur umfassenderen Diskussion wird auf Altmann (2002) verwiesen.
151
2.3.3 Modellgestützte Analysen von Materialeffizienzstrategien
2.3.3.1 Methodisches Vorgehen
2.3.3.1.1
Einführung
Eine Analyse der Kreislaufführung von Materialien in einer Volkswirtschaft unter dem
Kriterium der rationellen Energienutzung mit dem Ziel eine Entscheidungsunterstützung zur künftigen Gestaltung der Rahmenbedingungen zu geben, führt dazu, dass
komplexe Systemzusammenhänge27 betrachtet werden müssen. Es sind vielfältige
Abhängigkeiten (z. B. zwischen Materialwahl für ein Produkt und deren Auswirkungen
auf den Energieverbrauch in der Produktion, während der Nutzungsphase und beim
Recycling) zu betrachten. Weiterhin spielen dynamische Vorgänge (z. B. welcher Materialstock baut sich über die Jahre auf und wann fallen welche Materialströme in welcher
Zusammensetzung für ein Recycling an und stehen gegebenenfalls als Sekundärrohstoffe wieder zur Verfügung) eine wichtige Rolle. Ein grundlegender Ansatz, derartige
komplexe Systeme einer Untersuchung zugänglich zu machen, ist die Modellbildung.
Im Folgenden werden zuerst die zur Berechnung von Stoff- und Energieströmen bekannten unterschiedlichen methodischen Ansätze unter dem Aspekt ihrer Eignung für
die vorliegende Problemstellung diskutiert. Darauf aufbauend wird ein geeignetes methodisches Konzept ausgewählt und ein Modell entwickelt.
27 Nach Blaß (Blaß 1989, S. 34) gilt folgende Definition für ein System: "Ein System ist ein in
Raum und Zeit durch eine (ideale oder reale) Systemgrenze begrenzter Teil der
Wirklichkeit, der in einer bestimmten Umgebung ein charakteristisches Verhalten zeigt. Die
Struktur des Systems ist bestimmt durch die Menge seiner Elemente und durch die Menge
der Kopplungen (Relationen), welche die Elemente aufgrund ihrer Eigenschaften verknüpft.
Die Umgebung liefert die Eingangsgrößen für das System und nimmt seine
Ausgangsgrößen auf." Weiterhin ist zu betonen, dass ein System eine bestimmte Funktion
erfüllt.
152
2.3.3.1.2
Methodische Ansätze zur Analyse von regionalen
Stoffhaushalten und Recyclingprozessen unter
energetischen Gesichtspunkten
2.3.3.1.2.1
Stoffstromnetze (Ökobilanzsoftware)
Das Konzept der Stoffstromnetze ist ein bekannter und verbreiteter Ansatz zur Modellierung von Systemen, für die Ökobilanzen28 über eine Prozesskettenbetrachtung erstellt werden sollen. Bei den Systemen kann es sich sowohl um Produktionsstätten
(Betriebsbilanzen) wie auch um Stationen des Lebensweges von Produkten handeln
(Produktbilanzen). Ein Stoffstromnetz ist ein Graph mit Knoten, die Prozesse zur Umwandlung von Stoff- und Energieströmen sowie deren Lagerung darstellen, und Kanten, die die Stoff- und Materialströme abbilden. Die mathematische Abbildung und Berechnung derartiger Stoffstromnetze dient dazu, unbekannte Stoff- und Energieströme
ausgehend von bekannten Stoff- und Energieströmen zu bestimmen. Dabei können
sowohl lineare wie nichtlineare Beziehungen abgebildet werden. Die mathematische
Methode zur Ermittlung optimaler Entscheidungen, die Gegenstand des Operations
Research sind, ist dabei die Simulation. Simulation ist die Nachahmung des realen
Verhaltens eines Systems unter Benutzung mathematischer Modelle mit dem Ziel,
Aussagen über das Verhalten des realen Systems zu gewinnen. Durch systematisches
Probieren bzw. modellorientiertes Experimentieren will man dabei eine möglichst gute
Lösung erhalten.
Ausgehend von dem Theoriegerüst29 sowie den bisher üblichen Anwendungen sind
die (kommerziell verfügbaren) Modelle, die auch als Ökobilanzsoftware bezeichnet
werden, bisher in ihrem Zeitbezug statisch30. Dies schränkt die Anwendung für die
bestehende Problemstellung stark ein, weil für viele Fragen innerhalb der Kreislaufführung von energieintensiven Materialen die Zeitdynamik eine relevante Rolle spielt.
Wann und in welcher Höhe beispielsweise steht das Aluminium, das zur Herstellung
28 Ökobilanzen versuchen die physikalischen Wechselwirkungen eines untersuchten Objektes
mit der Umwelt zu quantifizieren, und zwar von der Gewinnung der Rohprodukte ("Wiege")
über die Herstellung und Nutzung bis zur Entsorgung ("Bahre") des Gegenstandes
(Betrachtung des gesamten Lebensweges). Die Ökobilanz verfolgt dabei einen holistischen
(ganzheitlichen) Ansatz zur Analyse der Umwelteinwirkungen von Produktions-, Konsum-,
Recycling- und Entsorgungsprozessen. Zielsetzung ist die Identifikation von ökologischen
Verbesserungs-potenzi-alen und die Entscheidungsunterstützung z. B. bei der strategischen
Planung, Prioritätensetzung, Produkt- oder Prozessentwicklung.
29 Zur Abbildung solcher Stoffstromnetze wird u. a. auf die Petri-Netz-Theorie zurückgegriffen.
30 Zur Zeit gibt es allerdings Entwicklungstendenzen, auch dynamische Modelle zu entwickeln.
153
von PKW verwendet wurde, wieder zur Verfügung, um Primärrohstoffe zu substituieren? Dieser Nachteil wird auch nicht durch weitere Vorteile wie Benutzerfreundlichkeit
und hinterlegte Datenbanken zu Prozessketten aufgewogen.
2.3.3.1.2.2
Optimierende Stoff- und Energieflussmodelle
Optimierende Stoff- und Energieflussmodelle eignen sich insbesondere dazu, ausgehend von einer Produktionsaufgabe, das gesamte Produktionssystem nach bestimmten Gütekriterien optimal in gegebenen Bilanzierungsgrenzen zu gestalten. Optimierende Stoff- und Energieflussmodelle haben sich als methodisches Hilfsmittel u. a. in
der Energiewirtschaft, der Prozessindustrie, der Eisen- und Stahlindustrie sowie der
Papierindustrie bewährt. Dies hat seine Gründe darin, dass mit diesem methodischen
Ansatz Interdependenzen im System erfasst und dynamische Entwicklungstendenzen
analysiert werden können.
Die Abbildung der realen Struktur von Produktionssystemen als Graph aus Energieund Stoffflüssen sowie Umwandlungs- und Verteilknoten ist bei optimierenden Stoffund Energieflussmodellen vergleichbar mit der Abbildung bei Stoffstromnetzen. Beide
gehören aufgrund ihrer Technologiefundierung zu den Bottum-up-Modellen. Als mathematisches Lösungsverfahren wird allerdings nicht die Simulation sondern die quasidynamische Optimierung gewählt. Die Aufgabe der Optimierung besteht in der Suche
nach der bestmöglichen (optimalen) Lösung unter verschiedenen Alternativen gemäß
einem bestimmten Gütekriterium31 unter Berücksichtigung von Nebenbedingungen.
Als Zielfunktionen werden in der Regel ökonomische Größen wie die Gewinn- oder
Deckungsbeitragsmaximierung oder die Ausgaben- bzw. Kostenminimierung vorgegeben. Die Optimiervariablen sind je nach Modellformulierung Stoff- und Energieflüsse
bzw. Kapazitäten. Den einzelnen Flussvariablen der Zielfunktion sind ökonomische
Größen wie Ausgaben oder Preise zugeordnet. Zur Abbildung des Produktionssystems
werden Nebenbedingungen formuliert, die beispielsweise
• die Kundennachfrage nach verschiedenen Gütern in verschiedenen Zeitintervallen
berücksichtigen,
• sicherstellen, dass die bestehenden bzw. neu zu installierenden Kapazitäten unter
Berücksichtigung ihrer zeitlichen Verfügbarkeit ausreichen, um die Prozessaktivitäten durchführen zu können,
31 Bei mehreren zu berücksichtigenden Gütekriterien entsteht ein multikriterielles Optimie-
rungsproblem. Hierauf wird allerdings nicht weiter eingegangen.
154
• modellieren, dass die Summe der in eine Funktionseinheit einfließenden Stoff- und
Energieflüsse unter Berücksichtigung des Wirkungsgrades mit der Summe an herausfließenden Flüssen übereinstimmt und/oder
• die bilanzierte Summe an Emissionen oder Primärstoffen des betrachteten Systems
auf einen maximalen Wert beschränken.
Die Berücksichtigung derartiger ökologischer Stellgrößen ist jedoch nicht nur über das
Restriktionensystem möglich. Durch eine Umformulierung der Zielfunktion können auch
Maximierungs- oder Minimierungsprobleme bezüglich bestimmter ökologischer Stellgrößen formuliert werden, wobei dann sinnvoller Weise Vorgaben für ökonomische
Größen wie beispielsweise eine Eingrenzung der Ausgabenhöhe zu machen sind.
Das zur Abbildung von Produktionssystemen notwendige mathematische Formalmodell erreicht relativ schnell einen großen Umfang an Variablen, Parametern und Gleichungen bzw. Ungleichungen, so dass für einen praxisrelevanten Einsatz oftmals rein
lineare Optimierprobleme, für die geeignete Lösungsalgorithmen zur Verfügung stehen
und die Rechenzeit in einem akzeptablen Bereich liegt, formuliert werden. In gewissen
Anwendungsfällen werden auch ganzzahlige Variablen integriert, um beispielsweise
sicherzustellen, dass ein Anlagenzu- oder -rückbau nur in definierten Kapazitätsgrößen
erfolgen kann. Die Formulierung ganzzahliger Variablen schränkt aufgrund einer deutlichen Erhöhung der Rechenzeiten und des Speicherplatzbedarfes die Modellgröße
ein. In neueren Ansätzen werden Unsicherheiten mittels stochastischer Modelle bzw.
mit Modellen, die auf Basis der Theorie der unscharfen Mengen (Fuzzy-Set) basieren,
berücksichtigt.
Da der Entwicklungsaufwand für ein an den Projektzielen ausgerichtetes Modell sehr
hoch und ein kommerziell verfügbares Modell nicht auf dem Markt ist, die ökonomischen Fragstellungen nicht im Fokus der Betrachtung liegen und die erhobenen Alternativen bzw. Alternativenkombinationen in den jeweils betrachten Bereichen überschaubar sind – und sie somit im vertretbaren Zeitrahmen über eine Simulation durchgespielt werden können – wird auf die Entwicklung und den Einsatz eines optimierenden Energie- und Stoffflussmodells verzichtet.
2.3.3.1.2.3
System Dynamics
Zur Analyse von komplexen und dynamischen Systemen wird die System Dynamics
Methodik angewendet32. Dabei wird von dem Systembegriff der Kybernetik ausge-
32 Konzipiert wurde System Dynamics Anfang der 50er Jahre von Jay W. Forrester an der
Sloan School of Management des Massachusetts Institute of Technology (siehe Forrester
1961).
155
gangen. Anwendungen von System Dynamics erstrecken sich auf betriebswirtschaftliche Fragen sowie auf ein weites Feld gesamtwirtschaftlicher, naturwissenschaftlicher
und gesellschaftlicher Probleme33. Das Konzept System Dynamics basiert auf der
Erfahrung, dass bestimmte sozio-ökonomische Systeme in ihrer Komplexität intuitiv
nicht zu verstehen sind. Um Handlungsfolgen besser abschätzen zu können, werden
formale Modelle entwickelt, die das Verhalten aus den Wechselwirkungen der endogenen Variablen erzeugen (geschlossene Systeme). Die Ziele der Untersuchung sind
dabei Auswirkungen gegenwärtiger Entscheidungen auf die zeitliche Entwicklung des
künftigen Systems und dessen Umfeld aufzudecken sowie die Identifikation von nichtlinearen, dynamischen Verhaltensänderungen.
Die Grundlagen für System Dynamics:
• Theorie der Informations-Feedbacksysteme (Regelungstechnik): Berücksichtigung
von kausalen Beziehungen34 zwischen Systemelementen. Dynamische Systeme
werden dabei als Netze verknüpfter Rückkopplungsschleifen interpretiert. In derartigen Systemen führen Entscheidungen zu Handlungen, die den Systemzustand verändern und hierüber werden wiederum künftige Entscheidungen beeinflusst.
• Entscheidungstheorie: Beschäftigung mit der Auswahl zwischen zwei oder meh-
reren Handlungsmöglichkeiten für Entscheidungsträger zur Realisierung eines Ziels.
Dabei werden die Schritte der Problemerkennung und Zielformulierung, der Alternativensuche zur Erhebung möglicher Handlungsalternativen (Strategien) und der Modellbildung, Informationsverarbeitung und Alternativenauswahl durchlaufen35.
• Computergestützte Simulation: Für viele Systeme lässt sich keine Gleichgewichtslö-
sung ermitteln, weshalb man über die computergestützte Simulation Erkenntnisse
über das Systemverhalten erlangen will. Aufgrund der Modellgröße und -komplexität
werden die Modelle in spezieller Software programmiert36.
33 Anwendungen von System Dynamics erstrecken sich auf wirtschaftswissenschaftliche,
naturwissenschaftliche und gesellschaftliche Probleme.
34 Die Kausalstrukturen werden i. d. R. über empirische Analysen gewonnen.
35 Die mathematischen Methoden zur Ermittlung optimaler Entscheidungen, die Gegenstand
des Operations Research (der mathematischen Planungsmethoden in der Betriebswirtschaftslehre) sind, lassen sich in Methoden der Optimierung und der Simulation
einteilen. Beide Methoden basieren auf mathematischen Modellen und sind üblicherweise
rechnergestützt.
36 In den Anfängen dominierten dabei umfangreiche, von Experten für die Entscheidungs-
träger entwickelte Modelle; eine speziell auf die System-Dynamics-Syntax zugeschnittene
Software (DYNAMO) stand hierbei zur Verfügung. Mit der Verbreitung leistungsfähiger PC
sowie intuitiv bedienbarer Simulationssprachen (Vensim, Powersim, Stella) finden verstärkt
kleinere Simulatoren Einsatz, die häufig durch die "Problemeigner" selbst oder in enger
Zusammenarbeit mit ihnen erstellt werden.
156
Die Gleichungen zur Abbildung von dynamischen Systemen sind im Allgemeinen Differentialgleichungssysteme. Diese sind nur in einfachen Fällen analytisch zu lösen, in der
Mehrzahl der Fälle werden numerische Verfahren angewandt.
Um die Rückkopplungsschleifen in einem mathematischen Modell zu formalisieren,
werden Zustandsvariablen und Verhaltensvariablen definiert37. Die Zustandsvariablen
stellen das Ergebnis aller ablaufenden Prozesse und somit die Vergangenheit dar. Sie
werden als Integration über die Zeit berechnet. Die Verhaltensvariablen definieren die
Regeln, auf deren Basis die Informationen über den Systemzustand in Aktionen überführt werden. Sie beinhalten die Politik.
Die Anwendung dieses methodischen Ansatzes auf die vorliegende Problemstellung
eignet sich aus mehreren Gründen. Die Berechnung des künftigen Systemzustands in
Form von über die Jahre aufgebauten Materialstöcken in der Volkswirtschaft einschließlich der hierfür aufgewendeten akkumulierten Primärenergie – erfassbar über
die Zustandvariablen – stellt eine wichtige Information dar. Weiterhin stellt die Kreislaufschließung über ein Recycling (siehe auch Abbildung 2.3-1) eine positive Rückkopplungsschleife dar; d. h. der Wachstumsprozess für den Anteil an Recyclaten in der
Volkswirtschaft kann somit adäquat nachgebildet werden. Auch Preissignale, z. B. ein
höherer Preis für Stahlschrott aufgrund einer Verknappung des Angebotes und die
hieraus verringerte Nachfrage bzw. Konkurrenzfähigkeit für die Elektrostahlproduktion,
können innerhalb des Modellkonzeptes realisiert werden.
Weiterhin stehen kommerziell verfügbare, benutzerfreundliche Softwareprodukte zur
Modellentwicklung zur Verfügung. Deshalb wird ein Modell auf Basis des System-Dynamic-Konzeptes entwickelt.
2.3.3.1.3
2.3.3.1.3.1
Modellbeschreibung
Bilanzgrenzen und Abbildungsbereich
Das Modell bilanziert die Materialflüsse und -bestände für energieintensive Materialen
über ihren Materialkreislauf innerhalb der gewählten Systemgrenze Deutschlands
(siehe Abbildung 2.3-1). Der Materialkreislauf umfasst dabei die Bereiche Halbzeugherstellung, Produktherstellung, Nutzung und Materialrecycling.
37 Diese beiden Variablentypen reichen im Grunde für den Modellaufbau aus, allerdings
werden i. d. R. aus Gründen der Übersichtlichkeit weitere sogenannte Hilfsvariablen
definiert.
Abbildung 2.3-1:
157
Bilanzgrenzen und Abbildungsbereiche des Modells
Primäre
Bilanzgrenze
Einsatzstoffe
Deutschland
Gewinnung
Halbzeug-
Produkt-
Aufbereitung
Herstellung
Herstellung
Transport
Distribution
Distribution
MaterialRecycling
Materialfluss
Deponierung
NutzungsPhase
Kollektion
Primärenergiefluss
Import/Exportflüsse
In den einzelnen abgebildeten Prozessen (Funktionseinheiten) erfahren die Materialströme eine zielgerichtete qualitative, räumliche oder zeitliche Veränderung (Transformation). Hierzu zählen
• die Stoffumformungsprozesse der Fertigung (z. B. Warmwalzen),
• die Stoffumwandlung, -aufbereitung und -gewinnung der Verfahrenstechnik (z. B.
Hochöfen),
• der Transport sowie
• die Lagerung.
Der Primärenergieverbrauch der einzelnen Prozesse wird bilanziert und zu einem Gesamtverbrauch je Produktgruppe (z. B. PKW) aufaddiert. Für die betrachteten Prozesse innerhalb Deutschlands wird vereinfachend unterstellt, dass es keinen Import
von Endenergie nach Deutschland gibt. Der Primärenergieverbrauch der Vorkettenproduktion außerhalb der Systemgrenze Deutschlands (z. B. Gewinnung, Aufbereitung
und Transport der Tonerde oder Erze) wird, wenn er ergebnisrelevant ist, mitbilanziert.
Importe und Exporte zu jeder Phase des Materialkreislaufes werden ebenfalls hinsichtlich der Auswirkungen auf die Materialströme und Energiebilanz betrachtet.
Der Betrachtungszeitraum ist 1970 bis 2030, wobei für gewisse Fragestellungen der
Zeitraum ausgedehnt wird. Innerhalb des Zeitraums werden die einzelnen Jahre betrachtet, wobei die Systemgrößen (z. B. der PKW-Bestand oder die Materialzusammensetzung bei der PKW-Produktion) innerhalb des Jahres konstant sind.
158
2.3.3.1.3.2
Lösungsverfahren und mathematische Modellbeschreibung
Wie oben ausgeführt, werden die Systemgrößen innerhalb eines Jahres konstant
gehalten. Damit handelt es sich um ein diskretes, dynamisches Modell, zu dessen numerischer Lösung das Euler-Cauchy-Verfahren angewendet wird. Veränderungen von
Lagermengen werden in der Regel aus Gründen der Vereinfachung nicht berücksichtigt. Aufgrund der Langfristigkeit des Betrachtungszeitraumes erscheint diese Vereinfachung vertretbar.
Die Systemvariablen sind die Materialmengen (MMi), die Energiemengen (EMj)38, die
Materialflüsse (MFk), die Energieflüsse (EFl), die Hilfsvariablen (HVm) und Emissionsflüsse (SFn) (Abbildung 2.3-2). Materialmengen werden im Allgemeinen in t und Materialflüsse in t/a angegeben, d. h. es wird eine rein massenbezogene Betrachtung vorgenommen. Analog werden Energiemengen in GJ und Energieflüsse in GJ/a angegeben.
Abbildung 2.3-2:
Vereinfachter Modellausschnitt zur beispielhaften Darstellung der
Systemvariablen
Stahlschrott
MF3
....
Oxygenstahl-
....
MM1
PKW-Import
MF4
MF6
PKW-Herstellung
produktion
Erze
MF1
PKW-Export
Oxygenstahl
MF2
MM2
PKW-Bestand
Neu-PKW
Alt-PKW
MF7
....
Primärenergie-
Energieverbrauch
verbrauch
PKW-Nutzung
Oxygenstahl
EM3
EM3
Spezifische
Energieverbrauch
HV1
MM3
MF5
......
Fahrleistung
Verbrauch
HV2
HV3
......
Im Folgenden werden die wichtigsten Gleichungstypen des aufgestellten Modells dargestellt. Hierzu wird zunächst ein Überblick über die verwendeten Indizes, Parameter
und Variablen gegeben.
38 Die Material- und Energiemengen bilden zusammen die Zustandvariablen, die anderen
Variablen sind die Flussvariablen bzw. Hilfsvariablen.
159
Indizes:
t
=
i
=
j
=
l
=
m
=
n
=
o
=
Zeitindex
Index für Materialmengen (Materialbestand)
Index für Energiemengen (Energiebestand)
Index für Materialflüsse
Index für Hilfsvariablen
Index für die Emissionsflüsse
Index für Sekundärrohstoffflüsse, die nach dem Recycling zur Verfügung
stehen
p
= Index für Sekundärrohstoffflüsse, die vom Markt nachgefragt werden
ein, i = Index für Flüsse, die in den Bestand i einfließen
aus, i = Index für Flüsse, die aus dem Bestand i fließen
Parameter:
Tl
= Produktnutzungsdauer
T0
= Basisjahr
f
= Emissionsfaktor
k
= Verhältniszahl
Variablen:
MM
= Materialmengen
EM
= Primärenergiemengen
MF
= Materialflüsse
EF
= Primärenergieflüsse
HV
= Hilfsvariablen
SF
= Emissionsflüsse
Zur Bilanzierung der Materialmengen werden, wenn keine Bestandsänderungen innerhalb eines Jahres unterstellt werden (z. B. bei der Oxygenstahlproduktion), Bilanzgleichungen eingesetzt. Bei diesen ist die Summe der einfließenden Materialflüsse gleich
der Summe der herausfließenden Materialflüsse.
t
t
MM it = ∑ MFein
,i − ∑ MFaus ,i = 0
(Gl. 1)
MM iTo = 0
(Gl. 2)
ein
aus
In diesen Fällen stehen innerhalb eines Jahres die Outputflüsse in einem festen Verhältnis zu den Inputflüssen (und zueinander):
t
t
t
MFaus
,i = k aus ,i ⋅ ∑ MFein ,i
ein
(Gl. 3)
160
Weiterhin existiert ein konstantes Verhältnis der Inputflüsse zueinander:
k
=
t
ein ',i
t
MFein
'
,i
(Gl. 4)
⎛
⎞
t
t
⎜ ∑ MFein
,i − MFein ',i ⎟
⎝ ein
⎠
Hierüber kann beispielsweise modelliert werden, dass der Anteil von Knetlegierungen
zu Gusslegierungen bei der PKW-Produktion innerhalb eines Jahres in einem festen
Verhältnis steht. Da Fragen der Materialsubstitution im Zentrum der Betrachtung stehen, ist es im Rahmen der Definition von Szenarien möglich, das Inputverhältnis zu
variieren (z. B. kann der Anteil von Stahl durch Substitution mit Aluminium bei der
PKW-Produktion gesenkt werden).
Wenn Bestandsänderungen über Material- oder Energiemengen zugelassen sind,
existiert jeweils ein Input- und ein Outputfluss:
t
MM = MM
t
i
T0
i
[
]
'
t'
t'
+ ∫ MFein
,i − MFaus ,i dt
(Gl. 5)
T0
Dieser Gleichungstyp wird verwendet, um die Nutzungsphase von Produkten und die
Bestandsänderungen (z. B. Entwicklung des PKW-Bestands in Deutschland) über den
Betrachtungshorizont zu modellieren. Weiterhin wird er verwendet, um Gesamtmengen
an Material (z. B. Summe des Aluschrottanfalls) darzustellen.
Bei folgendem Gleichungstyp steht der Outputfluss in einem dynamischen Verhältnis
zum Inputfluss:
t +T1
t
MFaus
,i = MFein ,i
(Gl. 6)
Hierüber kann modelliert werden, dass nach der Beendigung der Lebensdauer ein
Produkt wieder für eine Verwertung oder Beseitigung zur Verfügung steht.
Die
Berechnung
des
Primärenergieverbrauches
erfolgt
über
die
folgenden
Gleichungstypen:
EM tj = f l ⋅ MFl t
(Gl. 7)
EM t = ∑ EM lt
(Gl. 8)
l
Jeder Materialfluss kann somit mit einem Primärenergieverbrauch belegt werden und
der gesamte Primärenergieverbrauch kann aufaddiert werden.
161
Zur Modellierung von Emissionen für Treibhausgase oder Massenluftschadstoffe wird
folgender Gleichungstyp eingesetzt, d. h. jede Art von Materialfluss kann mit einem
Emissionsfaktor belegt werden.
SFnt,l = f n ,l ⋅ MFl t
(Gl. 9)
SFnt = ∑ SFnt,l
(Gl. 10)
l
Über die bekannte "IF THEN ELSE"-Bedingung wird überprüft, ob die zurückfließende
Menge an Recyclingmaterial ausreicht, die gewünschte Nachfrage nach diesem zu
befriedigen. Wenn nicht, wird die Menge an Recyclingmaterial als die zur Verfügung
stehende Flussgröße festgesetzt.
IF MFot ≤ MF pt THEN MFot ELSE MF pt
(Gl. 11)
Das Modell ist in der Software Vensim programmiert. Vensim wurde ausgewählt, weil
es eine benutzerfreundliche und leistungsstarke Software ist, mit der das Modell graphisch ohne Programmieraufwand eingegeben werden kann und nicht spezifizierte
Modellzusammenhänge automatisch abgefragt werden.
2.3.3.2 Szenarien zum Leichtbau
Bei den unterschiedlichen Materialszenarien für den PKW-Bau wird immer von einem
Durchschnitts-PKW als Repräsentant für alle PKW ausgegangen. Bei diesem wird die
Materialzusammensetzung variiert und dann später im Modell simuliert, dass alle PKW
entsprechend gebaut werden.
Das erste Materialszenario, das als Frozen-Szenario bezeichnet wird, unterstellt die
Materialzusammensetzung, die bis zum Jahr 2000 erhoben wurde (siehe Kapitel "Eisen und Stahl") und hält sie konstant. Dabei wird für ein Neufahrzeug von einem
Leergewicht von 1121 kg ausgegangen und folgende Aufteilung unterstellt: Stahl 616
kg, Aluminium 112 kg, Kunststoff 168 kg, Glas 30 kg, NE-Metalle 67 kg und Sonstige
127 kg. Das Szenario repräsentiert damit die konventionelle Bauweise.
Als ein Leichtbauszenario wird ein konsequenter Stahl-Leichtbau für alle DurchschnittsPKW unterstellt (bezeichnet als Stahl-Szenario). Die Grundlagen hiefür bieten die Forschungsergebnisse aus dem ULSAB-Projekten (siehe weiter oben). Die Werte für die
Gewichtseinsparpotenziale bei den Fahrzeugkomponenten sind für die Rohkarosserie
und Anhängteile –25 % sowie für das Fahrwerk –20 %. Dabei wird eine schrittweise
Marktdiffusion dieser erzielbaren Gewichtseinsparung bis zum Jahre 2010 unterstellt.
Aufgrund der getroffenen Annahmen sinkt das Leergewicht bis zum Jahre 2010 um
100 kg (siehe Abbildung 2.3-3). Weiterhin wird davon ausgegangen, dass sich die er-
162
zielten Erfolge in der Zukunft mit abschwächender Tendenz fortschreiben lassen (zwischen 2010 und 2030 wird eine nochmalige Gewichtsreduzierung von 50 kg unterstellt). Über die Zeitachse verschieben sich die Anteile von Oxygen- und Elektrostahl
von heute 70 % bzw. 30 % auf 55 % bzw. 45 % im Jahre 203039. Diese Entwicklung
wird auf Grundlage des IKARUS-Projektes40 hinsichtlich der zukünftigen Entwicklung
der Produktionsstruktur im Stahlbereich abgeschätzt.
Als weiteres Szenario wird ein Aluminium-Szenario gebildet (Titel: Aluminium). Dieses
Szenario beruht im Wesentlichen auf dem Szenario AIV (Aluminium-intensive vehicles)
aus Zapp (Zapp et al. (2001))41. Der durchschnittliche Aluminiumeinsatz bei Automobilen steigt dabei von heute ca. 90 kg auf 400 kg an42. Dabei steigt der Anteil an
Knetlegierungen wesentlich stärker an als bei Gusslegierungen. Der Einsatz der
Gusslegierungen im Fahrzeug sinkt von heute etwa 80 % auf etwa 32,5 % im Jahre
2030 ab. Dieses Szenario führt zu einer Gewichtseinsparung im Jahre 2030 von 207
kg. Beim Anteil von Sekundärmaterial beim Aluminiumeinsatz zur PKW-Produktion
werden die in der Tabelle 2.3-2 unterstellten Werte angesetzt.
Tabelle 2.3-2:
Anteil des Recyclingmaterials bei der Produktion von Guss- und
Knetlegierung [ %] (eigene Abschätzungen)
2000
2010
2020
2030
Knetlegierung
26 %
30 %
34 %
38 %
Gusslegierung
80 %
90 %
90 %
90 %
39 Dieser unterstellte Anteil an Elektrostahl ist als optimistisch einzustufen, siehe auch die
Ausführungen im Kapitel Eisen- und Stahl.
40 Ziel des mehrjährigen, vom BMBF geförderten IKARUS-Projektes (Instrumente für
Klimagas-Reduktionsstrategien) war es, ein Instrumen-tarium bereitzustellen, mit dem
Strategien unter gedanklicher Nutzung unterschiedlicher Technologien entwickelt und
nachvollzogen sowie auf ihre innere Widerspruchsfreiheit getestet und ihre ökonomischen
Auswirkungen hin untersucht werden können. Alle Monographien, Studien, Modelle sind auf
CD-ROM beim Forschungszentrum Jülich zu erhalten.
41 Es wurde innerhalb eines DFG-Sonderforschungsbereiches zusammen von der RWTH
Aachen und dem Forschungszentrum Jülich entwickelt.
42 Da in Zapp et al. (2001) ein wesentlicher Anstieg des Aluminiums in den nächsten beiden
Dekaden prognostiziert wird, der sich dann ab 2020 deutlich abflacht, wird der in Zapp et al.
(2001) ausgewiesene Wert von 400 Kg für 2040 in der hier vorliegende Studie bereits für
das Jahr 2030 unterstellt. Weiterhin wird in Zapp et al. (2001) ein alternatives, sogenanntes
Trendszenario entwickelt, das von einen deutlich geringeren Anteil von Aluminium am PKW
(250 kg bis 2040) ausgeht.
163
Dem Aluminium-Szenario liegt eine reine Materialsubstitution mit Stahl zugrunde, wobei davon ausgegangen wird, dass 1 kg Stahl im Fahrzeug gewichtsmäßig durch 0,6
kg Aluminium substituiert werden kann. Aufgrund fehlender Daten wird für das Aluminium-Szenario keine mögliche Gewichtseinsparung durch konstruktive Maßnahmen
unterstellt. Abbildung 2.3-3 zeigt die verschiedenen möglichen Entwicklungen hinsichtlich der zukünftigen Leergewichtsentwicklung im Neufahrzeug aufgrund der Materialwahl.
Das Stahl- sowie das Aluminiumszenario sind bezüglich ihrer Marktdurchdringung und
der damit erzielbaren Gewichtseinsparung als sehr ambitionierte Szenarien einzuordnen, die deutlich über mögliche Trendentwicklungen hinausgehen. Sie zeigen somit
mehr, was möglich wäre, und weniger, was unter den heutigen Rahmenbedingungen
und Entwicklungen realistisch ist.
Für Sensitivitätsüberlegungen und weiterführende Betrachtungen werden später noch
zusätzliche Szenarien eingeführt und diskutiert.
Abbildung 2.3-3:
Auswirkungen der Materialszenarien auf die Leergewichtsentwicklung beim Neufahrzeug
Leergewicht Neufahrzeug in [kg]
1200
Frozen
Stahl
1100
Aluminium
1000
900
800
700
30
20
27
20
24
20
21
20
18
20
15
20
12
20
09
20
06
20
03
20
20
00
600
Jahr
Quellen: Rombach 2001; Zapp 2001; Patel 1999; Prange 2001; eigene Schätzungen
164
2.3.3.3 Rahmendaten und Bilanzraum
Im Folgenden werden die wichtigsten Annahmen und Daten sowie der Bilanzraum dargelegt. Diese Daten gelten für die drei im vorangestellten Kapitel skizzierten Szenarien.
Weiter unten werden zusätzliche Szenarien für Sensitivitätsanalysen gebildet, innerhalb derer von bestimmten Annahmen abgewichen wird, was jeweils explizit dargelegt
ist. Für jedes der genannten Szenarien des Modells wird der Gesamtprimärenergieverbrauch PKW berechnet, der die Verbräuche für die Herstellung der Materialen, der
PKW-Produktion, den Kraftstoffverbrauch während der Nutzungsphase der Fahrzeuge,
den Energiebedarf bei der Kraftstoffherstellung sowie den Energieaufwand für das Recyceln und Gutschriften für ein Recyceln beinhaltet.
Wie die Ausführungen weiter oben verdeutlicht haben, gestaltet sich eine räumliche
Bilanzraumabgrenzung zwischen Altfahrzeugen, die entsorgt werden, und PKW, die
exportiert werden, als schwierig. Weiterhin wird ein relevanter Anteil des Aluminiums
importiert und bei PKW existiert ein signifikanter Außenhandel. Deshalb werden alle im
Ausland anfallenden Energieaufwendungen mitbilanziert. Die Inlandsnachfrage nach
Stahl, Aluminium und Kunststoff ergibt sich bei diesem Szenario aus der Menge der in
Deutschland produzierten Fahrzeuge abzüglich des Nettoexports von Fahrzeugen.
Hinsichtlich Aluminium wird sowohl der Anteil importierten Primäraluminiums an der
inländischen Autoproduktion (abzüglich Nettoexport) als auch der Energiebedarf bei
der Produktion importierter Fahrzeuge bewertet (mit gleichem Datenmaterial wie es für
die inländische PKW-Produktion unterstellt wird). Das Recycling der 60 % Altautos, die
nach den Ausführungen im Kapitel "Eisen und Stahl" wahrscheinlich exportiert werden,
wird ebenfalls energetisch bewertet, da es aus Sicht der Kreislaufwirtschaft nicht relevant ist, ob Altfahrzeuge im Inland oder im Ausland einer Verwertung zugeführt werden. Die analoge Annahme gilt für Recyclingaufwendungen und Gutschriften für recyceltes Material. Der Anteil der Altfahrzeuge, die einer Volldemontage unterzogen werden, wird auf 56 % festgesetzt43. Für die %-Aufteilung der Materialströme beim Recycling werden die Aufteilungen genommen, die sich aus den in der Abbildung 2.3-4 dargestellten absoluten Werten errechnen lassen.
43 Geringfügige rechnerische Abweichung zu dem in Kapitel 2.2.6.3 angesetzten Wert (60 %)
Quelle: Wolf (2000)
Abbildung 2.3-4:
A199, großformatig
vermischt
A165, grob,sortenrein, Bänder, Cu
19,0% Metallfrakt.
7.912t
39,4% Nichtmetalle
16.390 t
2,1% Al = 343 t
A195, kleinformatig/grob,vermischt
dickwandig, unrein
41,6% Al-Fraktionen
17.342 t
97,0% Al = 16.822 t
Schwimm-Sink
volld. Karosserie
5,0% Schwergut
41.644 t
41,2% Al = 17.165 t
2,8% Reifen
53.424 t
A195, kleinformatig, vermischt
Bänder/dickwandig
A195, grob, sortenrein
dickwandig, anorg. Verun.
19,0% Metallfrakt.
8.101 t
0,1%Al-Ausstattung
1.030 t
95,0% Al = 979 t
19,0% Metallfrakt.
3,045 t
Schwimm-Sink
Antriebsstrang
40,0% Nichtmetalle
17.049 t
2,0% Al = 346 t
Shredder
vordem.
Karosserie
22,0% Leichtgut
156.340 t
3,0% Al = 4.690 t
2,3% Betriebsmittel
43.884 t
A195, kleinformatig/ grob, vermischt
dickwandig, anorg. Verun.
41,0% Al-Fraktionen
17.488 t
97,0% Al = 16.964 t
Schwimm-Sink
vord. Karosserie
6% Schwergut
42.638 t
40,6% Al = 17.310 t
72% Fe-Fraktion
511.659 t
< 0,1% Al = 133 t
37,2% vordem. Karosserie
710.638 t
3,1%Al = 22.133 t
63,8%Al-Fraktionen
10.220 t
97,0% Al = 9.913 t
17,2% Nichtmetalle
2.762 t
7,3% Al = 202 t
70% Fe-Fraktion
56.095 t
4,3% Ersatzteile
45.792 t
2,5% Al = 1.145 t
0,1% Katalysatoren
1.431 t
60% Recycling
1.908.000 t
3,1% Al = 22.133 t
20% Schwergut
16.027 t
63,1% Al = 10.116 t
10,0% Leichtgut
8.014 t
1,0% Al = 80 t
Shredder
Antreibsstrang
83,0% Fe-Fraktion
691.298 t
< 0,1% Al = 116 t
Shredder
volldem.
Karosserie
7,5% Antriebsstrang
80.136 t
12,8% Al = 10.257 t
1,5% Batterien
28.260 t
40% Export
1.272.000 t
6,6% Al = 83,761 t
78,1% volldem. Kar.
832.889 t
2,3% Al = 19.280 t
12,0% Leichtgut
99.947 t
2,0% Al = 1.999 t
Shredder
Kühler
0,3% Kühler
3,077 t
50,0% Al = 1,538 t
Volldemontage
55,9% = 1.065.956 t
3,1% Al = 33.199 t
23,9% Nichtmetalle
735 t
10,5% Al = 77 t
74,1% Al/Cu-Gemisch
2.280 t
64,1% Al = 1.462 t
2,0% Fe-Fraktion
62 t
9,7% Materialien
103.032 t
0,2% Al-Felgen
4,047 t
99,0% Al = 4,007 t
Trockenlegung und Vordemontage
Stoffströme von Altfahrzeugen
165
166
Für die Festlegung der makroökonomischen Rahmenbedingungen des Modells wird
auf mit dem MIS-Modell ermittelte Wirtschaftsstruktur-Entwicklung mit dem Zeithorizont
2030 (Jochem, Mannsbart, 2002) zurückgegriffen, die Anhang A2 dieses Berichts zu
entnehmen ist. Für die Modellierung wird ferner von den in Tabelle 2.3-3 dargestellten
Rahmenbedingungen ausgegangen. Die durchschnittliche Lebensdauer eines PKW
wird auf 12 Jahre festgelegt.
Tabelle 2.3-3:
Rahmenbedingungen Altautorecycling in Deutschland bis 2030
Bestandsentwicklung
1)
davon Fahrzeuge mit Dieselantrieb
1)
Jährliche Fahrleistung
1)
2000
2010
2020
2030
(Mio.)
42,8
47,4
47,8
48,0
(Mio.)
6,0
13,5
19,1
20,0
(100 km)
123
113
103
103
–
0,9
1,8
2,8
5,4
5,9
6
6
Verbrauchsminderung durch verbesserte
Fahrzeugtechnik über den gesamten (l/100 km)
Fahrzeugbestand gegenüber 2000 (ohne Minderung durch Gewichtseinsparung)2)
Inländische PKW-Produktion
Quellen:
(Mio.)
1
Szenario "Kaleidoskop" der Deutschen Shell (Deutsche Shell 2001);
(Bundesministerium für Verkehr 2001)
2
eigene Schätzungen auf Basis des Szenarios "Kaleidoskop"; bei der Aufteilung
zwischen der Verbrauchsminderung aufgrund von Gewichtsreduzierung und der
Verbrauchsminderung durch verbesserte Fahrzeugtechnik wird davon
ausgegangen, dass die in dem Szenario Kaleidoskop
erzielteGesamteinsparung ca. hälftig aufgeteilt werden kann
Für die Berechnung des Kraftstoffminderverbrauches bei den Leichtbauszenarien wird
von einer Verbrauchsreduzierung von 0,5/(100 km x 100 kg Gewichtseinsparung) ausgegangen. Werkstoffseitig primärenergetisch bilanziert werden nur die Werkstoffe
Stahl, Aluminium, Glas und Kunststoff, die mit über 80 Gew.-% jedoch den größten
Anteil am Leergewicht eines PKW ausmachen. Auf eine Ausweitung auf die anderen
im Fahrzeug verwendeten Materialien wird aus Zeit- und Datengründen verzichtet. Für
die Herstellung von Stahl, Aluminium, Glas und Kunststoff wird von den in Tabelle 2.34 aufgeführten Primärenergieverbräuchen ausgegangen.
Tabelle 2.3-4:
167
Spezifischer Primärenergieverbrauch der Produktion von Stahl, Aluminium und Kunststoff im Jahre 2000
Stahl1)
Aluminium2)
Glas 3)
Kunststoff
Primärproduktion
20,1
Inland: 212
Ausland: 156
13
76
Sekundärproduktion
5,75)
18,05)
-
-
Warmwalzwerk /
Halbzeugfertigung
3,6
11,8
-
-
[GJPrim/t]
Quellen:
1) Patel (1998) 2) Krone (2000) 3) Siehe die Diskussion weiter oben;
4) Patel (1999) 5) inkl. Transport und Aufbereitung von Schrott
Hinsichtlich der Produktionsentwicklung energieintensiver Grundstoffe wird das Referenzszenario von IKARUS zugrunde gelegt. Darin wird für Primäraluminium davon
ausgegangen, dass die Produktion in Deutschland bis zum Jahr 2030 ganz eingestellt
wird und das benötigte Primäraluminium vollständig importiert wird. Der Anteil importierten Primäraluminiums am Einsatz im PKW wird entsprechend dem heutigen Verhältnis von inländischer Primärproduktion und Import von Primäraluminium auf 58 %
festgelegt und dann über die Zeitachse entsprechend dem anwachsenden Anteil vom
importierten Aluminium geändert. Eine gesonderte Bewertung der im Ausland produzierten Mengen an Stahl, Kunststoff und Glas wird aufgrund des geringen Importanteils
nicht vorgenommen.
Bei der Bilanzierung des Primärenergieverbrauchs zur Herstellung von Primäraluminium in Deutschland wird ein Wert von 212 GJ/t44 unterstellt, wobei dies die
Vorketten des Abbaus und Transports von Bauxit einschließt. Für das importierte
Primäraluminium werden die Vorketten gleichfalls mitbilanziert und es ergibt sich
aufgrund des durchschnittlich höheren Anteils an Wasserkraft an der Herstellung des
importierten Aluminiums ein Primärverbrauch von 156 GJ/t. Der aktuelle spezifische
Primärenergiebedarf hinsichtlich der Produktion wird ab 2000 jedes Jahr um eine
autonome Energieeffizienzsteigerung von 0,75 % gesenkt. Dieser Wert leitet sich aus
den Erfahrungen über eine Energieeffizienzsteigerung in der Produktion aus der
Vergangenheit ab. Dieser Wert der Effizienzsteigerung wird für alle Energieverbräuche
im Modell unterstellt.
44 Alle in diesem Kapitel angegebenen Energiemengen sind primärenergetische Mengen, es
sei denn, es wird extra eine andere Definition ange-geben.
168
Für das Frozen-Szenario ergibt sich somit aus den Modellrechungen für das Jahr 2000
ein Primärenergieverbrauch durch die Materialproduktion (einschließlich Warmwalzen
und Halbzeugfertigung) in Höhe von 39,3 GJ/PkW. Dieser Wert liegt in der
Größenordnung von den Werten, die in anderen Studien ausgewiesen werden (siehe
u. a. Volkswagen (2000), Volkswagen (2001b), Ford (2001)).
Zur Abschätzung des Primärenergieverbrauches durch die Autoproduktion werden für
2000 die Werte des VW Golf A4 mit 37,6 GJ/PkW unterstellt (Volkswagen, 2000), die
mit den Angaben anderer Studien für ein durchschnittliches Auto relativ gut korrespondieren (siehe z. B. Ford, 2001).
Bei der Berücksichtigung des Primärenergieverbrauches durch Kraftstoffherstellung
und –transport wird ein 10,5 %iger Aufschlag auf den Kraftstoffverbrauch angenommen. Dieser Wert wird aus der Gemis-Datenbank abgeleitet und liegt in der Größenordnung der Angaben von Volkswagen (2001b) und der Angaben in Eberle (2000).
Eine energetische Gutschrift des Aluminiums und des Stahls aus dem PKW-Recyclingprozess wird dann vergeben, wenn die recycelte Menge an Sekundärmaterial in
dem jeweiligen Jahr die eingesetzte Menge an Sekundärmaterial in der Produktion
übersteigt. In diesem Fällen wird die Differenz zwischen dem Energieeinsatz zur Primärproduktion und der Sekundärproduktion gutgeschrieben.
Die nächsten beiden Tabellen enthalten die für die Modellierung des Recyclings
zugrunde gelegten Aufbereitungs- und Schmelzquoten von Stahl und Aluminium sowie
den Primärenergieverbrauch dieser Anlagen im Jahre 2000. Die angegebenen Quoten
beziehen sich dabei auf den Metallinhalt. Weiterhin wird eine Schrottquote bei der
Aluminium- sowie der Stahlproduktion von 20 % unterstellt45.
45 Siehe Zapp (2001).
Tabelle 2.3-5:
169
Primärenergiebedarf der Anlagen zum Altautorecycling für das Jahr
2000
Primärenergiebedarf in GJPrim/t
Trockenlegung, Teildemontage
0,05
Trockenlegung, Volldemontage
0,09
Shredder teildemontiert
0,46
Shredder volldemontiert
0,32
Shredder Antriebsstrang
0,46
Schwimm-Sink-Anlage
0,59
Quelle: Wolf 2000
Tabelle 2.3-6:
Aufbereitungs- und Schmelzquoten von Stahl und Alu beim
Altautorecycling
Stahl
Aluminium teildemontiert
Aluminium
volldemontiert
Aufbereitungsquote
95 %
77 %
91 %
Schmelzquote
95 %
89 %
89 %
Quelle: Wolf 2000; eigene Schätzungen
2.3.3.4 Modellergebnisse
2.3.3.4.1
Ergebnisse für die beiden Leichtbauszenarien
Die im Folgenden vorgestellten Modellergebnisse beziehen sich auf einen durchschnittlichen PKW. D. h., für alle Daten werden Durchschnittswerte unterstellt, es sei
denn, dass explizit auf Abweichungen hingewiesen wird. Dies führt zu der Einschränkung, dass die Aussagen sich auf einen "bundesrepublikanischen Durchschnitts-PKW"
beziehen und nicht ohne weitergehende Analysen auf alle unterschiedlichen Fahrzeugtypen, Produktionsverfahren, Recyclingverfahren und PKW-Fahrweisen zu übertragen sind.
Wie aus Abbildung 2.3-5 hervorgeht, sinkt der Primärenergieaufwand über die nächsten dreißig Jahre46 in allen drei Szenarien. Die Gründe liegen u. a. darin, dass der
PKW-Bestand ab dem Jahre 2010 nicht mehr in relevantem Umfang steigt, der durch-
46 Dieses Modellergebnis wird von den Ergebnissen anderer Studien gestützt, siehe z.B.
(Shell 2002).
170
schnittliche Flottenverbrauch stetig und recht deutlich sinkt und die Produktion von
Primäraluminium ab dem Jahre 2010 immer stärker ins Ausland verlagert wird.
In der Abbildung 2.3-5 ist für die drei oben definierten Szenarien die Entwicklung des
durchschnittlichen Kraftstoffverbrauches über die gesamte PKW-Flotte dargestellt, der
aufgrund der unterschiedlichen Gewichtsentwicklung variiert. In der Abbildung 2.3-7 ist
die Aufteilung des Primärenergieverbrauches sowie die Recycling-Gutschrift für das
Frozen-Szenario ausgewiesen. Man erkennt die Relevanz des Kraftstoffverbrauches
(ca. 76 %) für die Energiebilanz. Beim Aluminium-Szenario geht der Anteil des Kraftstoffverbrauchs allerdings deutlich nach unten (auf 66 % im Jahre 2030). Dafür steigt
der Anteil des Energieverbrauchs bei der Produktion der Materialien von 9 % im Frozen-Szenario auf knapp 18 % im Aluminium-Szenario für das Jahr 2030.
Abbildung 2.3-5:
Primärenergievergleich der beiden Leichtbauvarianten mit dem Frozen-Szenario
Frozen
Stahl
1.800
Aluminium
1.600
1.400
1.200
1.000
800
20
00
20
02
20
04
20
06
20
08
20
10
20
12
20
14
20
16
20
18
20
20
20
22
20
24
20
26
20
28
20
30
Primärenergieverbrauch in [PJ]
2.000
Jahr
Abbildung 2.3-6:
171
Entwicklung des durchschnittlichen Kraftstoffverbrauches
8.00
7.00
6.00
Frozen
Stahl
Aluminium
5.00
4.00
30
27
20
20
24
20
21
18
20
20
15
20
12
09
20
20
06
20
20
20
03
3.00
00
Durchschnittsverbrauch Bestand
[l/100 km]
9.00
Jahr
Abbildung 2.3-7:
Aufteilung des Primärenergieverbrauchs beim Frozen-Szenario
Kraftstoffverbrauch
PKW-Nutzung
1500
Energieverbrauch
Materialproduktion
(inkl. Halbzeuge und
Recycling)
1100
900
Energieverbrauch
PKW-Produktion
700
500
300
Energieverbrauch
Kraftstoffherstellung
Jahr
30
20
27
20
24
20
21
18
20
15
20
20
12
20
09
20
06
20
20
00
-100
03
100
20
Primärenergeiverbrauch [PJ]
1300
Energieeinsparung
durch Recycling
172
Dass bei den unterstellten Rahmenbedingungen ein Stahlleichtbau gegenüber dem
Frozen-Szenario eindeutige Vorteile aufweist, ist selbstredend, da kein energetischer
Mehraufwand für den Stahlleichtbau unterstellt wurde. Dieser beträgt im Jahre 2020
102 PJ und im Jahre 2030 124 PJ. Allerdings lässt sich in Sensitivitätsrechnungen
nachweisen, dass selbst bei sehr extremen Annahmen zu einer Steigerung des Energieaufwandes von 50 % bei der Stahlproduktion und Halbzeugfertigung durch den
Stahlleichtbau für alle Stahlteile der Stahlleichtbau seine energetischen Vorteile weitestgehend bewahrt47. Trotz der höheren erzielten Gewichtseinsparung und des damit
einhergehenden niedrigeren Kraftstoffverbrauches liegt das Aluminium-Szenario über
dem Stahlszenario.
Im Vergleich des Szenarios Frozen mit dem Aluminium-Szenario wird sichtbar, dass
primärenergetisch gesehen das Frozen-Szenario bis etwa 2019 etwas günstiger abschneidet (bis zu 30 PJ/Jahr). Erst danach wird das Aluminium-Szenario dann allerdings deutlich günstiger (im Jahre 2030 beträgt er knapp 68 PJ). Dieses differenzierte
Bild ist auf mehrere Gründe zurückzuführen. Ein Erklärungsgrund liegt darin, dass
unterstellt wurde, dass bis zum Jahre 2010 die Nachfrage nach PKW weiter deutlich
ansteigt. Dies führt dazu, dass die Primärenergienachfrage in der Produktion im Aluminium-Szenario deutlich über der des Frozen-Szenarios liegt und diese nur teilweise
durch den geringeren Kraftstoffverbrauch während der Nutzungsphase kompensiert
wird. Auch wirkt sich hier die sinkende jährliche Fahrleistung negativ für einen Aluminiumleichtbau aus. Ab 2010 werden weniger PKW produziert, weil der Bedarf an Neufahrzeugen, die nicht alte PKW ersetzen, sinkt. Weiterhin steigt der Anteil des importierten Primäraluminiums, das mit einem geringeren Primärenergieaufwand aufgrund
des höheren Anteils von Wasserkraft hergestellt wird, sowie der Sekundärmaterialanteil zur Aluminiumproduktion deutlich an. Berücksichtigt man zudem, dass ab diesem
Zeitpunkt vermehrt Aluminiumschrott anfällt, der recycelt wird und entsprechend der
Annahme eine hohe energetische Gutschrift erhält, dann wird deutlich, dass sich das
Aluminium-Szenario im Verhältnis zum Frozen-Szenario im Zeitablauf immer günstiger
entwickelt.
Eine energetische Gutschrift für das recycelte Aluminium wird nicht vergeben, da die
recycelte Aluminiummenge nicht ausreicht, um die Nachfrage zu befriedigen (siehe
Abbildung 2.3-8). Aluminiumschrott muss deshalb aus anderen Sektoren bzw. Regionen herangezogen werden, um den Bedarf zu decken. Dieser wird unter den getroffenen Annahmen energetisch als Sekundärmaterial bewerten, was durchaus kritisch zu
47 Nach Informationen von Stahlherstellern ist bei einem Stahlleichtbau gegenüber dem
konventionellen
auszugehen.
Stahlbau
von
keiner
nennenswerten
Energieverbrauchssteigerung
173
hinterfragen ist. Würde dieser Anteil energetisch gesehen wie Primäraluminium behandelt, dann fällt die Energiebilanz für einen Aluminiumleichtbau deutlich schlechter aus.
Die Ergebnisse ändern sich auch nicht, wenn anstelle der Annahme, dass nur 56 %
der Altfahrzeuge einer Volldemontage unterzogen werden, unterstellt wird, dass alle
Altfahrzeuge einer Volldemontage zugeführt werden. Dabei steigt die zurückgewonnene Aluminiummenge nicht entscheidend an (siehe Abbildung 2.3-8).
Damit stellt ein Aluminiumleichtbau eher eine Investition in die Zukunft dar, die heute
mit höheren Energieaufwendungen erwirtschaftet werden muss. Unter klimapolitischen
Aspekten ist bei dieser Interpretation zu beachten, dass nicht nur der absolute Anstieg
der Temperatur von Relevanz ist, sondern auch die Geschwindigkeiten des Temperaturanstieges, da die Ökosysteme Zeit zur Anpassung benötigen.
Abbildung 2.3-8:
Gegenüberstellung der Sekundärmenge an Aluminium aus dem
PKW-Recycling zur Sekundäraluminiumnachfrage bei der PKWProduktion
Sekundäraluminiumeinsatz
PKW-Produktion im
Aluminium-Szenario
1200
Aluminium [1000 t]
1000
Recycelte
Aluminiummenge im
Auluminium-Szenario (100
% Volldemontage)
800
600
Recycelte
Aluminiummenge im
Alumiunium-Szenario (56%
Volldemontage)
400
Sekundäraluminiumeinsatz
PKW-Produktion im
Frozen-Szenario
200
20
00
20
03
20
06
20
09
20
12
20
15
20
18
20
21
20
24
20
27
20
30
0
Jahr
Recycelte
Aluminiummenge im
Frozen-Szenario (56 %
Volldemontage)
Bei Stahl sieht die Situation anders aus. Aufgrund des hohen Stahlanteils bei den PKW
in der Vergangenheit ergibt sich hier eine höhere Menge an Stahlschrott gegenüber
der nachgefragten Menge an Elektrostahl für die PKW-Produktion. Hieraus resultiert
eine energetische Gutschrift für das Stahlrecycling (siehe Abbildung 2.3-7, wo die
ausgewiesene energetische Gutschrift für ein Recycling alleine auf das Stahlrecycling
zurückzuführen ist).
174
2.3.3.4.2
Sensitivitätsanalysen
Die oben dargestellten Ergebnisse werfen u. a. die Fragen auf, wie sensibel die
Modellergebnisse auf die verschiedenen getroffenen Annahmen reagieren. Im
Folgenden wird dieser Frage nachgegangen, wobei zum einen die als besonders
ergebnisrelevant eingestuften Eingangsgrößen variiert worden und zum anderen die
Größen, bei deren Festlegung das größte Maß an Unsicherheit herrscht.
Aufgrund des dominanten Einflusses des Kraftstoffverbrauches auf die Energiebilanz
und gemäß den obigen Ausführungen, in denen die komplexen Zusammenhänge
sowie
die
breite
Varianz
einer
Verbrauchseinsparungen
aufgrund
der
Gewichtsreduzierung thematisiert werden, bietet es sich an, mit alternativen Werten für
die Verbrauchseinsparung zu rechnen. Deshalb wird die Verbrauchseinsparung von
0,5 l/(100 km x 100 kg Gewichtseinsparung), die den bisherigen Szenarien zugrunde
gelegt wurde, folgendermaßen variiert:
0,2 l/(100 km x 100 kg Gewichtseinsparung)
(Szenarien Stahl-0,2l und Aluminium-0,2l)
und
0,6 l/(100 km x 100 kg Gewichtseinsparung)
(Szenarien Stahl-0,6l und Aluminium-0,6l).
Die Ergebnisse sind in Abbildung 2.3-9 dargestellt. Deutlich wird der signifikante
Einfluss der unterstellten Kraftstoffeinsparungen auf die Ergebnisse. Werden nur 0,2 l
Einsparungen unterstellt, dann rechnet sich primärenergetisch gesehen über den
Betrachtungszeitraum eine Aluminiumleichtbaustrategie nicht. Werden beim Aluminium-Szenario allerdings 0,6 l-Einsparungen unterstellt, so betragen die energetischen Einsparungen im Jahre 2030 113 PJ.
Abbildung 2.3-9:
175
Primärenergievergleich der Szenarien bei variierenden Kraftstoffeinsparungen durch Leichtbau
2.000
Aluminium-0.2l
Frozen
Primärenergieverbrauch [PJ]
1.800
Stahl-0.2l
Aluminium-0.6l
1.600
Stahl-0.6l
1.400
1.200
1.000
20
30
20
28
20
26
20
24
20
22
20
20
20
18
20
16
20
14
20
12
20
10
20
08
20
06
20
04
20
02
20
00
800
Jahr
Eine weitere Einflussgröße, die tendenziell in eine vergleichbare Richtung geht, betrifft
die unterstellte Fahrleistung. Wenn auch die ausgewerteten Studien sowie die Trendentwicklung eindeutig auf sinkende Fahrleistungen hinweisen, so führt eine höhere
jährliche Fahrleistung zu deutlicheren Vorteilen der Leichtbauszenarien. Wenn beispielsweise ab dem Jahre 2003 eine jährliche Fahrleistung von 20 000 km je PKW unterstellt wird, dann weisen die beiden Leichtbauszenarien deutlichere energetische
Vorteile auf (siehe Abbildung 2.3-10). Da nur die jährliche Fahrleistung erhöht wird und
der Bestand an PKW nicht entsprechend angepasst wird, steigt der Energieverbrauch
aufgrund der gegenüber den anderen Szenarien gestiegenen Zahl an jährlich gefahren
Kilometern bis 2003 sprunghaft an.
176
Abbildung 2.3-10: Primärenergievergleich bei höherer jährlicher Fahrleistung
3.100
2.900
2.700
2.500
2.300
2.100
Frozen-höhere
Fahrleistung
Stahl-höhere
Fahrleistung
1.900
1.700
1.500
Aluminium-höhere
Fahrleistung
1.300
30
20
28
26
20
24
20
20
22
20
20
18
20
16
20
14
20
12
20
10
20
08
20
20
06
04
20
02
20
20
20
00
1.100
Jahr
Die Ausführungen weiter oben lassen die Vermutung zu, dass durch einen konsequenten Aluminiumleichtbau die Fahrzeuggewichte deutlicher gesenkt werden können
als durch einen Stahlleichtbau. Dies führt zu der Frage, ob ein Aluminiumszenario zu
stärkeren Energieeinsparpotenzialen führen kann als das unterstellte Stahlleichtbauszenario. Hierzu wurden zwei neue Szenarien aufgebaut. Im ersten Szenario (Aluminium-Gewichtseinsparung gleich Stahlleichtbau) wird aus Vergleichsgründen die gleiche Gewichtseinsparungen wie im Stahl-Szenario unterstellt. Im zweiten neuen Szenario (Aluminium-maximale Gewichtseinsparung) wird angenommen, dass Stahl vollkommen durch Aluminium ersetzt werden kann. Gegen Ende des Betrachtungszeitraumes
nähert sich dieses Szenario dem Stahl-Szenario an (siehe Abbildung 2.3-11), erreicht
aber noch nicht die selben jährlichen Primärenergieeinsparpotenziale.
177
Abbildung 2.3-11: Vergleich von verschiedenen Leichtbaustrategien
2.000
1.800
1.600
1.400
Aluminium-Gewichtseinsparung
gleich Stahlleichtbau
1.200
Aluminium-maximale
Gewichsteinsparung
Stahl
1.000
30
28
20
26
20
24
20
22
20
20
20
20
18
16
20
14
20
12
20
10
20
08
20
20
06
04
20
20
02
20
20
00
800
Jahr
Wie oben ausgeführt, wurde bisher unterstellt, dass 1 kg Stahl im Fahrzeug gewichtsmäßig durch 0,6 kg Aluminium substituiert werden kann und dass konstruktive Maßnahmen bei der Aluminium-Herstellung wegen fehlender Datenverfügbarkeit bisher
nicht berücksichtigt werden konnten. Deshalb wird im Folgenden ein Szenario unter
der Annahme aufgebaut dass das Substitutionsverhältnis Stahl zu Aluminium jetzt 1 zu
0,4 beträgt (Szenario Substitutionsgewichtsfaktor 0,4). Wie die Ergebnisse in der Abbildung 2.3-12 zeigen, ergeben sich dann für ein Aluminium-Szenario nach wenigen Anfangsjahren deutliche energetische Vorteile gegenüber einem Stahlleichtbau.
178
Abbildung 2.3-12: Vergleich von alternativen Substitutionsverhältnissen von Stahl
durch Aluminium
1.800
1.600
1.400
1.200
30
28
20
26
20
24
20
22
20
20
20
18
20
16
20
14
20
12
20
10
20
08
20
06
20
02
20
20
20
00
800
04
Frozen
Stahl
Aluminium-Substitutionsgewichtsfaktor 0.4
1.000
20
2.000
Jahr
Der bisher unterstellte Anteil an Elektrostahl in der PKW-Produktion ist als vergleichsweise hoch einzustufen. Deshalb wird ein neues Szenario entwickelt, bei dem der Anteil auf 7 % für das Jahr 2000 und 9 % für das Jahr 2030 festgelegt wird (siehe das
Kapitel "Eisen und Stahl"). Die Modellauswertungen ergeben keinen relevanten Unterschied zum Szenario Stahl, weil die Steigerung des Energieeinsatzes bei der Stahlproduktion durch die höheren Recyclinggutschriften für Stahlschrott annähernd wieder
aufgehoben wird.
Die Energieaufwendungen in den vorangestellten Szenarien wurden alle unabhängig
von ihrem Anfallsort bilanziert. Im Rahmen einer auf Deutschland orientierten Energieund Klimapolitik ist auch die Frage von Interesse, wie sich die Leichtbaustrategien im
Automobilsektor nur auf Deutschland auswirken. Deshalb werden die Szenarien Aluminium, Stahl und Frozen unter der Abgrenzung durchbilanziert, dass alle relevanten
Energieaufwendungen in Deutschland betrachtet werden (u. a. Summe aller in
Deutschland produzierten PKW) ohne die energetischen Aufwendungen im Ausland
(u. a. für die Aluminiumproduktion oder die Energieaufwendungen für ein Recycling
und die Energiegutschriften aus dem Recycling). Wie die Abbildung 2.3-13 zeigt, sind
die gesamten Energieaufwendungen für die Szenarien Frozen und Stahl höher, weil
u. a. die Gutschrift für den recycelten Stahl wesentlich geringer ausfallen. Das
Aluminium-Szenario
profitiert
am
meisten
179
von
diesem
Bilanzraum,
weil
die
energetischen Aufwendungen des importierten Aluminiums signifikant für die
Energiebilanz sind.
Abbildung 2.3-13: Primärenergievergleich bei Abgrenzung des Bilanzraums auf
Deutschland
2.200
Frozen-BRD
2.000
Stahl-BRD
Aluminium-BRD
1.800
1.600
1.400
1.200
1.000
30
28
20
26
20
24
20
22
20
20
20
18
20
20
16
14
20
12
20
10
20
20
08
06
20
04
20
02
20
20
20
00
800
Jahr
Die weiter oben dargestellten und diskutierten Ergebnisse haben gezeigt, dass gegen
Ende des Betrachtungszeitraumes das Aluminium-Szenario besser abschneidet. Aus
diesem Grunde wird der Betrachtungszeitraum auf das Jahr 2050 ausgedehnt, wobei
alle Eingangsgrößen in das Modell ab dem Jahre 2030 konstant gehalten werden. Die
illustrierten Ergebnisse zeigen, dass nach dem Jahre 2030 das Aluminium-Szenario
gegenüber dem Frozen-Szenario noch besser abschneidet und sich an das Stahl-Szenario annähert. Dies ist im Wesentlichen auf die dann greifenden Gutschriften für das
Recycling von Aluminium zurückzuführen.
180
Abbildung 2.3-14: Ergebnisse der Leichtbauvarianten bei Ausdehnung des Betrachtungszeitraumes
2.000
Frozen-2050
1.800
Aluminium-2050
Stahl-2050
1.600
1.400
1.200
1.000
48
45
20
42
20
39
20
36
20
33
20
30
20
27
20
24
20
21
20
18
20
15
20
12
20
09
20
20
06
03
20
20
20
00
800
Jahr
Signifikant ergebnisrelevant wäre eine Erhöhung des Sekundäraluminiumanteils bei
den Knetlegierungen. Da weiter oben jedoch gezeigt wurde, dass die Nachfrage nach
Aluminium im PKW-Bereich nicht durch Sekundäraluminium aus dem PKW-Recycling
gedeckt werden kann, wird auf den Aufbau eines entsprechenden Szenarios verzichtet.
2.3.4 Weiterführende Diskussion von Leichtbaustrategien
hinsichtlich einer ökobilanziellen Bewertung, einer Wirtschaftlichkeit und der Altfahrzeuggesetzgebung
Die bisherige Diskussion von Leichtbaustrategien im Automobilbau erfolgte bisher stark
fokussiert auf den kumulierten Primärenergieverbrauch (KEA). Wie die Diskussion gezeigt hat, ist diese Größe nur sehr eingeschränkt als ein adäquater Repräsentant für
die gesamte Umweltbelastung zu sehen. Deshalb werden die Leichtbaustrategien im
Automobilsektor hinsichtlich ihrer weitergehenden Umweltauswirkungen kurz andiskutiert.
Wie die Ausführungen in Eberle (2000) zeigen, werden wesentliche Umweltauswirkungen durch die Produktion und den Betrieb von PKW - wie der Treibhauseffekt, der
181
Ressourcenabbau48, die Versauerung, die Eutrophierung und die Photoxidantienbildung - wesentlich durch die Kraftstoffherstellung und –nutzung bestimmt. Diese Aussagen werden gestützt, wenn die Ökobilanzen von Herstellern zu bestimmen PKWTypen oder andere Arbeiten herangezogen werden (siehe u. a. Volkswagen (Hrsg.;
2000), Volkswagen (Hrsg.; 2001a), Gediga et al. (1999)). Für die Leichtbaustrategien
ist daraus zu folgern, dass sie mit ihrer Reduzierung des Kraftstoffverbrauches
signifikant dazu beitragen, wesentliche Umweltauswirkungen im PKW-Sektor zu verringern.
Der KEA umfasst sowohl die konventionellen wie die regenerativen Energieträger, die
eingesetzt werden. Wenn über den Treibhauseffekt diskutiert wird, werden die regenerativen Energieerzeugungstechnologien i.d.R. während ihrer Nutzungsphase als CO2–
neutral angesehen49. Aufgrund des hohen Anteils an Wasserkraft, die für die Herstellung von Primäraluminium verwendet wird, schneidet ein Aluminiumleichtbau deutlich
besser ab, wenn lediglich die konventionell erzeugten Energiemengen aufbilanziert
werden50. Dabei ist jedoch zu beachten, dass die Wasserkraft nicht ausschließlich für
die Aluminiumproduktion eingesetzt werden kann, sondern auch für andere Energienachfrager verwendet wird und dabei gegebenenfalls konventionelle Energieträger
substituieren kann. Weiterhin ist zu bedenken, dass die Potenziale für Großwasserkraftwerke in den westlichen Industrieländern mit einer Aluminiumproduktion weitgehend ausgeschöpft sind. Die Diskussion um eine adäquate Bewertung des hohen Anteils an Wasserkraft bei der Aluminiumproduktion wird kontrovers geführt. Weiterhin ist
bei der Diskussion um Aluminiumleichtbaustrategien zu beachten, dass der hohe Wasserkraftanteil bei der Aluminiumproduktion zu durchschnittlich vergleichsweise niedrigen CO2–Emissionen führt. Diese günstigen Auswirkungen auf den Treibhauseffekt
werden aber dadurch kompensiert, dass bei der Schmelzflußelektrolyse Tetrafluormethan (CF4) und Hexafluorethan (C2F6) in relevantem Umfang emittiert werden, die als
langlebige und extrem potente Treibhausgase einzuordnen sind51.
Hinsichtlich der Wirtschaftlichkeit von Stahlleichtbaustrategien ist zu konstatieren, dass
hier nur solche Maßnahmen zum Leichtbau. berücksichtigt wurden, die auch
wirtschaftlich sind. In der Regel ist bisher die Substitution von Stahl durch Aluminium
48 Einzige Ausnahme ist ein Aluminiumleichtbau beim Ressourcenverbrauch, der nach Eberle
(2000) gegenüber einem
Ressourcenverbrauch führt.
konventionellem
Stahl-bau
zu
einer
etwas
höherem
49 Dies gilt nicht für den Bau der Anlagen.
50 Siehe z.B. Eberle (2000).
51 Nach Gemis liegen die CO2 –Äquivalente der Produktion einer t Aluminium im Durchschnitt
bei 20 t und für Stahl bei 1,6 t.
182
mit höheren wirtschaftlichem Aufwand bei der Herstellung verbunden, der erst ab einer
hohen Laufleistung von 100 000 bis 200 000 km durch die Einsparungen an
Kraftstoffausgaben kompensiert wird (siehe Furrer (2002)). In Eberle (2002) wird eine
Bandbreite von –400 DM/Karosse und +2 510 DM/Karosse bei einem Kostenvergleich
von einem Aluminium-PKW gegenüber einem konventionellem Stahl-PKW genannt.
Somit ist zu erwarten, dass i.d.R. die Leichtbaustrategien nicht oder nur im geringen
Umfang zu steigenden Kosten für die PKW-Nutzer führen.
Die Umsetzung der EU-Altfahrzeugrichtlinie52 in das nationale Altfahrzeuggesetz53
führt dazu, dass im Jahre 2006 mindestens 85 Gew.-% eines Altautos (mindestens 80
Gew.-% stofflich) und im Jahre 2015 mindestens 95 Gew.-% (mindestens 85 Gew.-%
stofflich) verwertet bzw. wiederverwendet werden müssen. Bisher wird bei Altkarossen
im wesentlichen Stahl und Aluminium recycelt. Der große Teil der Kunststoffe, Textilien
und Glas wird als Shredderleichtfraktion weitgehend über die Deponie entsorgt (siehe
auch Kapitel "Eisen und Stahl" sowie "Glas und Glasprodukte"). Besonders problematisch von der Menge und wegen der Vielzahl an unterschiedlichen Sorten sind dabei
die Kunststoffe54. Für eine stoffliche Verwertung fehlen bisher weitgehend die
Recyclingwege und sie führen zu einer nicht unerheblichen Kostensteigerung. Da bei
Stahl- oder Aluminium-Leichtbaustrategien der prozentuale Gewichtsanteil der Stoffe,
die bisher über die Shredderleichtfraktion entsorgt werden, deutlich steigt55, kann damit die konsequente Umsetzung der Leichtbaustrategien beeinträchtigen werden. Obwohl die absolute Menge an Kunstoffen, Glas oder Textilien bei PKW in Leichtbauweise aus Stahl oder Aluminium gegenüber konventionellen PKW konstant bleibt, müssen höhere Mengen von diesen Stoffen stofflich oder energetisch verwertet werden.
Aber auch die Umsetzung anderer Leichtbaustrategien, wie der verstärkte Einsatz von
Kunststoffen oder von neuen Multi-Material-Werkstoffen, wird gegebenenfalls durch die
Altfahrzeugrichtlinie behindert.
52 Am 21. Oktober 2000 in Kraft getretene Richtlinie 2000/53/EG des Europäischen
Parlaments und des Rates vom 18. September 2000 über Altfahrzeuge (ABl. EG Nr. L 269
S. 34).
53 Altfahrzeug-Gesetz – AltfahrzeugG, BGBl. I Nr. 41 vom 28.06.02.
54 Nach Verkehrswerkstatt (2000) werden beim PKW-Bau bis zu 2000 verschiedene
Kunststoffe eingesetzt und ein einzelner PKW kann bis zu 150 verschiedene
Kunststoffsorten enthalten.
55 Z.B. steigt bei dem definierten Stahl-Szenario der Kunststoffanteil von 14 % Gew.- % auf
über 16 Gew- % und beim Aluminium-Szenario auf über 17 Gew.- %., obwohl die absolute
Kunststoffmenge gleich bleibt.
183
2.3.5 Zusammenfassung, Schlussfolgerungen und Ausblick
Aufgrund seiner hohen Umweltrelevanz kommt dem Fahrzeugsektor in der Bundesrepublik Deutschland im Rahmen von Materialeffizienzstrategien eine besondere Bedeutung zu. Da durchschnittlich ca. 80 % des gesamten Energieverbrauchs über den
Lebenszyklus eines PKW beim Kraftstoffverbrauch während der Nutzungsphase anfällt
und dieser wesentlich durch das PKW-Gewicht determiniert ist, stellt sich die Frage, in
welchem Maße ein Leichtbau durch konstruktive Maßnahmen oder Materialsubstitution
zu einer Senkung des Primärenergieverbrauches führen kann.
Durch konsequente Leichtbaustrategien - insbesondere über konstruktive Maßnahmen
beim Karosseriebau aus Stahl und die Stahlsubstitution durch Leichtmetalle wie Aluminium oder durch Kunststoffe - lässt sich das Leergewicht eines heutigen PKW um ca.
40 % reduzieren. Da hierdurch der Kraftstoffverbrauch während der PKW-Nutzung
zwischen 17 und 34 % reduziert werden kann, kommt den Leichtbaustrategien im
Rahmen der aktuellen Bemühungen zur Ressourcenschonung und Emissionsminderung eine herausgehobene Stellung zu. Bei einer ganzheitlichen energetischen Bilanzierung ist allerdings zu beachten, dass bei Verwendung von Leichtmetallen wie Aluminium oder Magnesium und von Polymerwerkstoffen wie Kohlefasern und Epoxidharz
die energetischen Aufwendungen zur Materialherstellung zum Teil deutlich über denen
von Stahl liegen. Um deshalb zu einer umfassenden Bewertung zu kommen, wurde ein
dynamisches Simulationsmodell nach dem System-Dynamic-Konzept aufgebaut, das
alle relevanten Primärenergieverbräuche, die bei der Materialproduktion, PKWProduktion,
Nutzung
und
Recycling
anfallen,
bilanziert
und
Analysen
von
Leichtbaustrategien für die Bundesrepublik Deutschland ermöglicht.
Bei diesen Analysen ist zu beachten, dass vielfältige Einflussfaktoren (wie jährliche
Fahrleistung, PKW-Ausgangsgewicht, Fahrweisen und Motorisierungsart) existieren,
die sehr stark variieren, welche aber nur über Durchschnittswerte erfasst wurden..
Weiterhin sind komplexe Systemzusammenhänge zu beachten, die nur vereinfacht
abgebildet werden können. So sind die folgenden Aussagen als Trendaussagen zu
verstehen,
die
für
einzelne
PKW-Typen,
bestimmte
Produktions-
wie
Recyclingverfahren und PKW-Nutzungen nicht gelten müssen.
Unter dem Kriterium des Primärenergieverbrauchs über den Produktlebenszyklus aller
PKW in Deutschland lassen sich nach den bisherigen Auswertungen folgende
Schlussfolgerungen für verschiedene Leichtbaustrategien im PKW-Bereich ziehen:
Ein Stahlleichtbau, wie er in verschiedenen Praxisprojekten bereits realisiert wurde,
führt zu deutlich sinkenden Primärenergieverbräuchen. Eine konsequente Umsetzung
der Leichtbaupotenziale kann bis zum Jahre 2020 rund 7 % an Primärenergie einspa-
184
ren (102 PJ/Jahr bei 1 421 PJ an jährlichem Gesamtenergieeinsatz) und bis zum Jahre
2030 liegt die Einsparung in der Größenordnung von 10 % (124 PJ bei 1 164 PJ Gesamtenergieeinsatz). Die energetische Vorteilhaftigkeit und die Relevanz von Stahlleichtbaustrategien sind auch gegenüber der Änderung von verschiedenen Einflussgrößen als vergleichsweise robust einzustufen.
Auch Leichtbaustrategien durch Substitution von konventionell eingesetztem Stahl
durch Aluminium bieten bei schweren PKW mit hoher Fahrleistung sehr signifikante
energetische Einsparpotenziale. Bei mittleren und kleinen PKW und durchschnittlicher
Fahrleistung führt ein konsequenter Aluminium-Leichtbau in den ersten 15 bis 20 Jahren zu einem nicht unerheblichen Anstieg des jährlichen Gesamtprimärenergieverbrauches. Erst danach sinkt der Primärenergieverbrauch dann allerdings deutlich und
schnell ab. Bei der Gestaltung von Klimapolitiken ist dieser Effekt der "Investition in die
Zukunft" entsprechend zu diskutieren.
Gegenüber einer Stahlleichtbaustrategie weist eine Aluminiumleichtbaustrategie bei
einem "Durchschnitts-PKW" erst dann relevante Vorteile auf, wenn die dadurch erzielbaren Gewichtseinsparungen deutlich über die heute üblicherweise unterstellten Werte
hinausgehen. Bei der Bewertung von Aluminiumleichtbauweisen ist weiterhin zu berücksichtigen, dass der prognostizierte Trend zu kleineren, leichteren PKW und zu geringeren jährlichen Fahrleistungen aufgrund der demographischen Entwicklung führt,
was eine "energetische Amortisation" der höheren Energieaufwendungen bei der
Produktion tendenziell erschwert.
Die Verwertungsquoten der EU-Altfahrzeugrichtlinie können die künftige Umsetzung
von Leichtbaustrategien einschränken, weil diese zu höheren wirtschaftlichen Aufwendungen und neuen Recyclinganforderungen im Vergleich zu einer konventionellen
PKW-Bauweise führen.
Die untersuchten Stahl- und Aluminiumleichtbaustrategien führen nach ersten Einschätzungen nicht oder nur zu geringfügig höheren Kosten. Weil die Kraftstoffherstellung und der Kraftstoffverbrauch für viele Umweltauswirkungen des PKW-Sektors die
bestimmenden Größen sind, tragen Leichtbaustrategien auch zur Entlastung bei einer
ganzen Reihe von Umweltauswirkungen des PKW-Sektors bei. Hier sind aber weitergehende Analysen notwendig. Dies betrifft auch die Entwicklung anderer Leichtbaustrategien wie den verstärkten Einsatz von Kunststoffen oder Multi-Material-Strategien.
185
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2.4
189
Beton und Betonprodukte
2.4.1 Problemstellung und Zielsetzung
Die Fragestellung des vorliegenden Projekts, Energieeffizienzpotenziale durch Recycling und neue Nutzungsstrategien aufzuzeigen, hat für Baustoffe nicht die Bedeutung
wie beispielsweise für die Werkstoffe Aluminium und Stahl. Es wird gezeigt werden,
dass das Recycling von Baustoffen sogar einen höheren Energieaufwand verursachen
kann, als die Nutzung primärer Rohstoffe aus der Natur. Eine ganzheitliche Beurteilung
des ökologischen und wirtschaftlichen Nutzens von Recycling kann sich allerdings
nicht auf energetische Gesichtspunkte beschränken.
Die Abfallpolitik ist in Deutschland mit der Verkündung des Kreislaufwirtschafts- und
Abfallgesetzes (KrW-/AbfG) im September 1994 zur Kreislaufwirtschaftspolitik fortentwickelt worden. Akuter Anlass des Bemühens der Umweltpolitik, das Recycling zu fördern, war der Ende der achtziger, Anfang der neunziger Jahre drohende Entsorgungsnotstand, aufgrund des raschen Erschöpfens der Deponiekapazitäten.
Wenngleich die Bekämpfung der großen zu beseitigenden Abfallmengen der Auslöser
für die Kreislaufwirtschaftspolitik war, so werden damit eine Reihe weiterer Vorteile
erschlossen. Darunter die Vermeidung luft- und wassergetragener Emissionen, vermiedene Eingriffe in das natürliche Landschaftsbild durch die Rohstoffgewinnung und,
nicht zuletzt, die Schonung der natürlichen Rohstoffvorkommen. Insbesondere das
zuletzt Genannte ist für knappe Rohstoffe, wozu die Gesteinsbaustoffe nicht zählen, in
Zukunft von großer globaler Bedeutung. Der Aufholprozess der Schwellen- und Entwicklungsländer wird mit einer exorbitanten Steigerung der Nachfrage nach Rohstoffen
einhergehen und ihre Preise anziehen lassen. Volkswirtschaften, die sich bis dahin auf
einen sparsamen Verbrauch natürlicher Ressourcen eingestellt haben, werden dann im
globalen Wettbewerb ihren Ertrag für die Errichtung einer Kreislaufwirtschaft ernten.
Diese strategische Überlegung kommt in der Diskussion über Sinnhaftigkeit und Kosten des Recyclings regelmäßig zu kurz.
Die folgenden Ausführungen und Abschätzungen beschränken sich jedoch auftragsgemäß auf die energiewirtschaftlichen Auswirkungen des Recyclings. Dabei steht der
Baustoff Beton im Zentrum.
190
2.4.2 Herstellung von Beton und Betonprodukten
Beton ist ein Mehrstoffgemisch aus
-
Zement,
-
Zuschlagstoffen,
-
Wasser,
-
Betonzusatzstoffen (Zementersatzstoffe, Pigmente etc.) und
-
Betonzusatzmitteln.
Zement dient als Bindemittel, das den mit Wasser angemachten Frischbeton durch
Hydration zum steinähnlichen Festbeton aushärtet. Portlandzement, die Zementsorte
mit dem größten Marktanteil, wird aus den natürlichen Rohstoffen Kalkstein und Ton
gewonnen. Beim Brennprozess im Drehrohrofen bilden sich oberhalb von 1000 °C die
für die Zementeigenschaften entscheidenden Calciumsilikate, -aluminate und –ferrite.
Der Zementklinker aus dem Drehrohrofen wird nach dem Abkühlen gebrochen und mit
Gips, Hüttensand, ggf. ungebranntem Kalkstein und Puzzolanen wie Flugasche fein
vermahlen bzw. vermischt.
Auch Zementersatzstoffe führen durch Hydration zur Erhärtung. Man unterschiedet
zwei Gruppen:
-
Puzzolanische Bindemittel, die zur Aushärtung reaktionsfähigen Kalk (bspw.
Calciumhydroxid Ca(OH)2) benötigen. Solche Stoffe sind Steinkohlenflugasche,
Trass, Puzzolanerde und Ziegelmehl sowie
-
latent hydraulische Bindemittel, deren Aushärtung durch eine Anregersubstanz,
beispielsweise Kalk oder Sulfat, ausgelöst werden muss. Zu dieser Stoffgruppe gehören Hochofenschlacke und andere Metallschlacken (DIN 4426; 1983).
Mit der genutzten Zementqualität und –menge wird die Endfestigkeit des Festbetons
eingestellt. Der typische Zementgehalt von Beton liegt bei 280 – 350 kg/m3 verdichtetem Beton, er muss für Stahlbeton-Außenbauteile nach DIN 1045 mindestens
300 kg/m3 betragen (DIN 1045, 1996). Der Wasserzementwert (w/z-Wert), das ist das
Massenverhältnis von Zugabewasser und Zement, ist in der Betontechnologie eine
wichtige Kennzahl. Sie bestimmt die zeitliche Entwicklung der Festigkeit und die erreichte Endfestigkeit. Mit zunehmendem w/z-Wert nimmt die Endfestigkeit ab. Der w/zWert wird durch Betonnormen geregelt und liegt für typische Stahlbetonanwendungen
bei 0,5 – 0,6.
191
Als Zuschlagstoffe bezeichnet man die inerten Anteile im Beton, die an der Hydrationsreaktion nicht teilnehmen. Sie dienen als Füller und beeinflussen die physikalischen
Eigenschaften des Festbetons. Für Normalbeton werden Sand und Kies als Zuschläge
verwendet, wobei je nach Anwendungszweck, gewisse Sieblinien einzuhalten sind. Die
feine Fraktionen 0/2 mm stellt Sand, die gröberen 2/4, 4/8 mm und darüber Kies. Zur
Einstellung der Frischbetonkonsistenz, zur Steuerung der Aushärtungsgeschwindigkeit
und zur Einstellung anderer spezieller Betoneigenschaften werden in geringen Mengen
Betonzusatzmittel verwendet. Maximal zulässig sind 50 g/kg Zement.
Tabelle 2.4-1:
Mischungszusammensetzung eines Transportbetons der Festigkeitsklasse B 25 (Nennfestigkeit nach 28 Tagen 25 N/mm2)
Anteil
kg/t
kg/m3
Zement CEM I
133
300
Sand 0/2 mm, gewaschen
303
685
Kies 2/8 mm, gewaschen
96
217
Kies 8/32 mm, gewaschen
390
882
Wasser
78
175
0,53
1,2
Fließmittel
Quelle: nach (Uni Karlsruhe, 1995: S 193)
Jährlich werden in Deutschland etwa 80 Mio m3 Betonprodukte hergestellt, davon über
60 % Transportbeton für den Ortbetonbau. Auf Betonfertigteile, die in Fertigteilwerken
vorgefertigt und dann auf die Baustelle transportiert werden, entfallen etwa 10 %. Den
gleichen Anteil erreichen in etwa jeweils Pflastersteine und Mauersteine aus Beton.
Tabele 2.4-2 zeigt eine Statistik der Produktion von Betonprodukten für das Jahr 1997
(Statistisches Bundesamt, 1998).
192
Tabelle 2.4-2:
Produkte des Betonmarkts 1997
Produktgruppe
Produktion
Mio t
Mio m3
Mauersteine aus Leichtbeton
1,28
0,80
Mauersteine aus Normalbeton
16,40
7,10
Konstruktive Fertigteile
4,25
1,85
Andere Fertigteile
4,89
2,13
Garagen und andere Fertiggebäude
1,30
0,57
Wandbauteile
2,75
1,20
Dachtafeln
5,83
2,53
Dachsteine
3,30
1,43
Schornsteinformstücke
0,40
0,17
Fertigteile für Garten- und Landschaftsbau
1,45
0,63
21,50
9,34
3,45
1,50
Transportbeton
112,60
49,00
Summe
179,40
78,25
Gehwegplatten und Pflastersteine
Betonrohre
Die Produktion von Betonrohstoffen, Beton und Betonprodukten folgt den Konjunkturzyklen der Bauwirtschaft. Dies zeigt die Abbildung 2.4-1 beispielhaft für ausgewählte
Baustoffe und Rohstoffe.
Signifikante Trends im Hoch- und Tiefbau, die in den kommenden Jahrzehnten zu
massiven Materialsubstitutionen oder zu Materialeinsparungen führen würden, sind
nicht erkennbar. Der Kostendruck wird rationelle Bauweisen begünstigen, sofern die
technische Entwicklung solche Potenziale erschließt. Bei Straßendecken von Autobahnen scheint in den letzten Jahren Asphalt gegenüber Beton seinen Marktanteil etwas
ausgebaut zu haben. Im Hochbau ist Beton der bevorzugte Baustoff für Fundamente,
Kellergeschosse, Decken und bei höheren Gebäuden auch für tragende Teile der aufsteigenden Wände.
Abbildung 2.4-1:
193
Zeitliche Entwicklung der Produktion von Rohstoffen und Baustoffen
Zement
40
Produktion in Mio t
35
30
25
20
15
10
5
0
1970
1975
1980
1985
1990
1995
2000
2005
1995
2000
2005
2000
2005
Transportbeton
Produktion in Mio m
3
50
40
30
20
10
0
1970
1975
1980
1985
1990
Sand und Kies als Betonzuschlag
200,0
100,0
50,0
davon
Kies
150,0
Kies und Sand
Produktion in Mio t
250,0
0,0
1970
1975
1980
1985
1990
1995
194
Beton lässt sich pumpen. Durch das Vergießen in Schalungen direkt aus dem Silo des
Transportfahrzeugs entstehen schnell großformatige Bauteile. Nachteilig ist seine hohe
Wärmeleitfähigkeit im Vergleich zu Hochloch Mauerziegel aus Ton oder Kalksandsteinund Gasbetonsteinen. Außenwände aus Normalbeton erfordern deshalb eine zusätzliche Wärmedämmung, die auf die Baukosten durchschlägt.
Günstiger ist die Wärmeleitfähigkeit von Leichtbeton. Von Leichtbeton spricht man bei
Betondichten unter 2,0 kg/dm3. Erreicht wird die Gewichtsreduktion durch Leichtzuschläge, wie Blähton, Blähschiefer, Blähglas oder natürlichem Bims, die Kies und Sand
zu einem Teil substituieren. Typische Anwendungen sind Betonfertighäuser. Ihre
großformatigen Bauteile werden im Betonfertigteilwerk vorgefertigt und auf der Baustelle montiert. Leichtbeton hat seine Marktnische im Fertigteilmarkt gefunden, er spielt
dagegen im Transportbetonmarkt überhaupt keine Rolle. Die stark saugenden mineralischen Leichtzuschläge führen zum raschen Ansteifen des Betons und machen es
dadurch schwierig, den Beton pumpfähig zu halten und in Schalungen zu vergießen.
Die rationelle Ortbetonbauweise mit Leichtbeton konnte sich aus den genannten Gründen am Markt nicht durchsetzen. Wie weit es künftig gelingt, durch verbesserte Leichtbetone diese Schwierigkeiten zu überwinden und den arbeitsintensiven Mauerwerksbau mit Ziegel abzulösen, lässt sich gegenwärtig nicht absehen.
Eine interessante Entwicklungslinie sind hier Leichtbetone mit polymeren Zuschlägen.
Forschungsarbeiten haben überraschende Potenziale dieses Baustoffs aufgezeigt. Bei
einer entsprechenden Konditionierung kann die Wasseraufnahme der als Leichtzuschlag verwendeten Kunststoffgranalien unterbunden werden. Dadurch kommt es nicht
zu dem für Leichtbeton mit mineralischen Zuschlägen typischen vorzeitigen Ansteifen.
Die Forschungsergebnisse haben gezeigt, dass pumpfähige Leichtbetone der Rohdichteklasse 1,6 (Dichte zwischen 1,401 und 1,600 kg/dm3) in der Betongüte LB 25
(Nennfestigkeit 25 N/mm2) großtechnisch herzustellen sind. Dieser Polymer-Leichtbeton kann mit Silofahrzeugen ausgeliefert und im Ortbetonbau rationell in Schalungen
vergossen werden. Der Zementbedarf der entwickelten Betonrezeptur liegt mit
330 kg/m3 CEM I 32,5 R im Rahmen des Üblichen, und er eignet sich uneingeschränkt
für tragende Stahlbetonteile. Mit den in großen Mengen anfallenden Kunststoffabfällen
aus Verpackungen und anderen Produkten steht eine kostengünstige Rohstoffquelle
für den polymeren Leichtzuschlag zur Verfügung (ISI, 1999).
2.4.3 Sekundärrohstoffnutzung und Energieeffizienz
In der Betonindustrie werden Abfälle aus anderen Branchen verwertet, darunter an
erster Stelle Flugasche aus Kraftwerken der Stromwirtschaft (ISI, 1982) und Hüttensand der Stahlindustrie, der als Zementinhaltsstoff eingekauft wird. Daneben entstehen
195
in der Bauwirtschaft durch Abbruch von Bauwerken, dem Aufbruch von Straßen und
bei Neubau, Umbau, Ausbau und Sanierung Abfälle. Diese eigenen Sekundärrohstoffe
werden heute überwiegend innerhalb der Bauwirtschaft als Baustoffe verwertet. Ein
Rest von etwa 30 % wird deponiert oder im Bergbau als Versatzmaterial genutzt. Die
Bauwirtschaft hat sich im November 1996 gegenüber der Bundesregierung verpflichtet,
die Ablagerung verwertbarer Bauabfälle bis 2005 auf die Hälfte zu reduzieren (BMU,
2001). Im Basisjahr der Vereinbarung 1995 wurden 54 Mio t Baurestmassen deponiert
(Bundesvereinigung Recycling Bau e.V., 2002). Für das Monitoring der Umsetzung
dieser freiwilligen Selbstverpflichtung wurde die Arbeitsgemeinschaft Kreislaufwirtschaftsträger Bau e. V. geschaffen. Sie hat im November 2001 den 2. Monitoringbericht vorgelegt und darin die in Tabelle 2.4-3 zusammengestellten Mengenströme an
Abfall und Sekundärrohstoffen ausgewiesen.
Tabelle 2.4-3:
Aufkommen und Verbleib von Bauabfällen 1998 in Mio t (KWTB, 2001)
Aufkommen
Verwertet als
Bergbau
Baustoff
öffentl. Hand
Deponiert
Bauschutt, ohne
Bodenaushub
58,5
41,5
9,5
7,5
Straßenaufbruch,
mineralisch
14,6
12,5
1,5
0,6
Baustellenabfälle
4,0
1,2
0
2,8
Bauabfälle
77,1
55,2
11,0
10,9
Bei der ausgewiesenen Nutzung von Bauabfällen im Bergbau und durch die öffentliche
Hand dürfte es sich überwiegend um Versatzmaterial handeln. Dieser Nutzung kommt
der Charakter eine Beseitigung zu.
Der Anteil an Mauerwerksabbruch aus Ziegel im Bauschutt wird mit etwa 60 % angegeben. Der Rest besteht überwiegend aus Betonprodukten. Mit dem mineralischen
Straßenaufbruch (Betonplatten) zusammen dürfte der Betonanteil am Gesamtaufkommen an Bauabfällen bei 40 % liegen, das sind etwa 30 Mio t.
Zur zeitlichen Entwicklung des Aufkommens an Betonabbruch liegt eine Modellrechnung des Fachbereichs Bauingenieurwesen der Universität Siegen vor (Görg, 2002).
Danach beginnt das Aufkommen dieser Abfälle seit Mitte der neunziger Jahre stark
anzusteigen (Abbildung 2.4-2). Ein Anstieg ist qualitativ nachvollziehbar, da die starke
Bautätigkeit nach dem Krieg und in den Zeiten des "Wirtschaftswunders" in den kommenden Jahrzehnten den Ersatz-, Sanierungs- und Modernisierungsbedarf steigen
lässt. In der Modellrechung wurde eine statistische Verteilung der Gebäudestandzeiten
nach Tabelle 2.4-4 zugrunde gelegt, die in Berlin ermittelt wurde. Nach dieser Vertei-
196
lung ist zumindest nach dem Jahre 2020 mit einer Abflachung des Bauschuttaufkommens zu rechnen.
Tabelle 2.4-4:
Angenommene Verteilung der Standzeiten von Gebäuden (Görg,
1/2002)
Gebäudealter [Jahre]
Anteil an der Grundgesamtheit [%]
< 30
2
31 – 50
40
51 – 70
30
71 – 90
20
> 90
8
Abbildung 2.4-2:
Modellrechnung zur zeitlichen Entwicklung der Betonabbruchmengen, ohne Straßenaufbruch (nach (Görg, 1/2002), Kurvenverlauf
geglättet)
100
90
80
70
Mio t
60
Beton
Gesamt
50
40
30
20
10
0
1970
1975
1980
1985
1990
1995
2000
2005
2010
2015
2020
197
Das in den Monitoringberichten des Kreislaufwirtschaftsträgers Bau angegebene Gesamtaufkommen an Bauschutt in den Jahren 1996 und 1998 ist eingetragen. Im Vergleich zu diesen Angaben scheint das errechnete Aufkommen an Betonabbruch etwas
hoch, wenn man von einem Betonanteil im Bauschutt von 40 % ausgeht. Auch den
prognostizierten steilen Anstieg der Abbruchmengen zeigt das bisher ausgewiesene
gesamte Bauschuttaufkommen nicht. Die Simulationsrechnung benutzt Gebäudestrukturdaten für das Land Berlin (Görg, 2/2002). Daten für das Bundesgebiet sind
nicht verfügbar. Möglicherweise kommt es dadurch zu einer gewissen Überschätzung
des Aufkommens an Betonabbruch.
Zu Abbruchmengen in Abbildung 2.4-2 hinzuzurechnen ist das Aufkommen an
Betonaufbruch aus Decken von Autobahnen und autobahnähnlichen Straßen. Die
Auswertung der amtlichen Statistik zeigt in Abbildung 2.4-3 den recht moderaten Zubau an solchen Verkehrswegen. Die Netzlänge der Bundesautobahnen stagniert seit
1990. Der Ausbau beschränkt sich im Wesentlichen auf die Erneuerung und Verbreiterung der Fahrbahnen. Nach einer Untersuchung des Deutschen Instituts für Wirtschaftsforschung in (Bundesverband Baustoffe, 2000) stagnieren die Investitionen in
den Straßenbau seit 1991 und werden sich bis 2010 nur unwesentlich erhöhen. Für
dieses Projekt wird deshalb mit einer Stagnation des Aufkommens an Betonaufbruch
aus Straßendecken bei 15 Mio t gerechnet(BDZ, 2002).
198
Abbildung 2.4-3:
Zeitliche Entwicklung der Straßenlänge des überörtlichen Verkehrs
(Quelle: Statistisches Jahrbuch div. Jhrg.)
250.000
BAB
Total
Streckenlänge in km
200.000
150.000
100.000
50.000
0
1970
1975
1980
1985
1990
1995
2000
Jahr
2.4.3.1 Eigene Sekundärrohstoffe
Von der als Baustoffe verwerteten Menge von 55,2 Mio t nahm 40,4 Mio t der Straßenbau auf (KWTB, 2001). Im Straßen-, Wege- und Landschaftsbau werden die RC-Baustoffe als ungebundene Mineralstoffgemische für Frostschutzschichten, Schottertrageschichten, Bettungsmaterial und als Damm- und Verfüllbaustoffe verwendet. In den
zuletzt genannten Erdbauanwendungen können auch nicht frostbeständige RC-Baustoffe verwendet werden. In geringem Umfang wird RC-Betonbruch als Zuschlag für
hydraulisch gebundene Trageschichten für Holraumverfüllungen genutzt, wobei als
Betonzuschlag bis zu 100 % RC-Beton eingesetzt wird.
199
Beispiele für konkrete Anwendungen sind (Kohler et al., 2001):
Ungebundene RC-Mineralstoffgemische
-
Trageschicht unter Straßendecken aus Asphalt (Karwatzky, 1999, Urban, 2002)
-
Trageschicht unter Straßendecken aus Beton (Kohler et al., 2001):
-
Frostschutzschicht unter Pflaster
-
Schottertrageschicht unter Pflaster
-
Bettungsmaterial für Pflaster
-
Füllmaterial im Dammbau, Rampenbau und sonstigem Erdbau
Hydraulisch gebundener RC-Beton
-
hydraulisch gebundene Trageschicht unter Pflaster
-
Zuschlag für Sauberkeitsschichten unter Fundamenten
-
Zuschlag in Rückenstützbeton für Bord-, Pflaster und Rinnensteine (EUWID
Nr.8, 2002)
-
Zuschlag in Unterbeton für die Hohlraumverfüllung
Damit sind die wesentlichen Einsatzfelder für Sekundärbaustoffe angesprochen worden, die zugleich die klassischen Verwertungswege bilden. Eine vergleichbar junge
Entwicklung ist die Wiederverwertung von geeignetem und geeignet aufgebereitetem
Betonbruch als Betonzuschlag, der Kieszuschlag aus natürlichen Lagerstätten ersetzt.
1996 sind nach einer im Mai 1999 veröffentlichten Studie der Schmidt Consult Heidelberg 1,6 Mio t an Recyclingbeton als Betonzuschlag tatsächlich genutzt worden, das
sind 7 % der verwerteten Recyclingbetonmenge (Bundesverband Baustoffe, 2000).
Die wesentlichen technischen Grundlagen dieser Verwertung wurden in den Jahren
1996 bis 1999 durch das F&E-Vorhaben "Baustoffkreislauf im Massivbau" (BiM) gelegt.
Die gewonnen Erkenntnisse flossen beim Bau der von Friedensreich Hundertwasser
entworfenen großen Wohnhausanlage "Waldspirale von Darmstadt" ein, die 1999 fertiggestellt wurde. Es war das erste Gebäude, bei dem in großem Stil RC-Beton als
Betonzuschlag zum Einsatz kam. Verbaut wurde Beton der Güteklassen B 25 und B 35
für Innen- und Außenbauteile. Der rezyklierte Zuschlag bestand zu 95 % aus Altbeton
und wurde in der Körnung 8/16 mm mit den nach der DAfStb-Richtlinie zulässigen
Höchstmengen zugegeben. Tabelle 2.4-5 gibt die Betonrezeptur wieder.
Auch beim Neubau des Bürohauses der Bauverein AG Darmstadt kam rezyklierter
Zuschlag zum Einsatz. Das Gebäude ist zweiteilig konzipiert, wobei eine Hälfte mit und
200
eine Hälfte ohne RC-Zuschlag ausgeführt wurde. Dadurch werden Langzeitvergleiche
des Verhaltens der Baustoffe möglich.
Tabelle 2.4-5:
Rezeptur des Betons B 25 für Außenbauteile mit Recyclingzuschlag im
Hundertwasserhaus Waldspirale von Darmstadt (Holzmann AG, 1999)
kg/m3
Zement CEM I 32,5 R
310
Flugasche
40
Kies- und Sandzuschlag
1 390
RC-Betonzuschlag 8/16
348
Fließmittel
4
w/z-Wert
≤ 0,60
Konsistenz
KR56
Bei der Verwertung von Betonbruch als Kiesersatz sind zahlreiche technische Probleme zu lösen. Dies beginnt bei der logistischen Durchführung des Gebäudeabbruchs,
um möglichst sortenreine Bauschuttfraktionen (Beton, Kalksandstein, Ziegel, Porenbeton, Gips etc.) zu erhalten und die Verschleppung von Störstoffen in den Abfall zur
Verwertung auszuschließen (Schultmann, 1998). Die Aufbereitung des Altbetons durch
Brechen, Sortieren und Klassieren muss optimiert werden, um die erforderliche Korngröße und Festigkeit des Zuschlags zu erreichen. Die Qualitätsüberwachung des RCZuschlags stellt eine besondere Herausforderung dar. Kritisch sind hier insbesondere
Anteile von wasserlöslichem Chlorid (bspw. durch Tausalzbelastungen), das die Stahlbewehrung zerstört sowie alkalilösliche Kieselsäure (bspw. aus Opalsandstein, Kieselkreide, Grauwacke oder porösem Flint). Diese reagiert bei Einwirkung von Feuchtigkeit
mit den Alkalien im Beton (Alkali-Kieselsäure-Reaktion), wobei durch Volumenvergrößerung Risse entstehen, die den Beton nachhaltig schädigen (DIN, 1983).
Die Wasseraufnahme des RC-Betonsplitts hat Auswirkungen auf die zeitliche Entwicklung der Konsistenz und Fließfähigkeit des Betons, so dass neue Betonrezepturen nötig werden. Auch die Festbetoneigenschaften werden von den RC-Zuschlägen beeinflusst. Elastizitätsmodul und Spaltzugfestigkeit nehmen ab, Schwinden und Kriechen
zu. Experten gehen davon aus, das nur etwa die Hälfte des erzeugten RC-Betons, zur
Zeit rund 10 Mio t/a, eine Körnung und Qualität aufweisen, die potentiell für die Verwendung als Betonzuschlag geeignet wären (Aßbrock, 1999).
56 Regelkonsistenz
201
Die Resultate des BiM-Projekts flossen in die neu geschaffene Richtlinie des Deutschen Ausschusses für Stahlbeton "Beton mit rezyklierten Zuschlag" ein. Seither lässt
die Normung den Einsatz von rezykliertem Zuschlag in Beton in beschränktem Umfang
und unter gewissen Voraussetzungen zu. Eine Voraussetzung ist, dass "die Herkunft
des Altbetons bekannt ist und durch einen Gutachter die Einstufung des Zuschlagmaterials in eine unbedenkliche Alkaliempfindlichkeitsklasse zweifelsfrei festgestellt
wurde" (DafStb, 1998). Die Anteile an RC-Zuchlag werden gemäß Tabelle 2.4-6 begrenzt.
Tabelle 2.4-6
Maximal zulässige Anteile des rezyklierten Zuschlags am Gesamtzuschlag in % (DafStb, 1998)
Betonsplitt und
Betonbrechsand
> 2 mm
Betonbrechsand
Innenbauteil ≤ B 25
35
7
Innenbauteil B 35
25
7
Außenbauteil
20
0
≤ 2mm
Ihrer Rolle gemäß, reagiert die Normung auf neue Betontechnologien, bei der Langzeiterfahrungen nicht vorliegen, vorsichtig und trachtet, auch im einzel- und gesamtwirtschaftlichen Interesse, auf der sicheren Seite zu bleiben. Die Sammlung von Langzeiterfahrungen über die Dauerhaftigkeit von Baustoffen benötigt 30 und mehr Jahre.
Es dürfte deshalb eher unwahrscheinlich sein, dass innerhalb des Betrachtungshorizonts 2020 bis 2030 im vorliegenden Projekt, die zulässige Nutzung von RC-Zuschlägen durch die Normung massiv ausgeweitet wird. Auf Basis des von der DAfStb-Richtlinie57 vorgegebenen zulässigen Nutzung geht die Studie von Schmidt Consult Heidelberg von einem technischen Aufnahmepotenzial der Betonindustrie für Recyclingbeton
als Betonzuschlag von 26 Mio t und einer tatsächlichen Nutzung im Jahre 2010 von
maximal 16 Mio t aus (Bundesverband Baustoffe, 2000: S160-, 161).
Verwendungsbeschränkungen für Bauschutt ergeben sich auch aus den von der Länderarbeitsgemeinschaft Abfall (LAGA) erarbeiteten Anforderungen an Bauschutt zur
Verwertung (LAGA, 1995) und dem "Sachstandsbericht Umweltverträglichkeit zementgebundener Baustoffe" des Deutschen Ausschuss für Stahlbeton (DAfStb) (DafStb,
1996). Dabei wird beispielsweise auch die Konzentration von Sulfat im Eluat beschränkt, wodurch sich die Notwendigkeit ergibt, gipshaltige Putz- und Mörtelanteile im
zu verwertenden Bauschutt in Grenzen zu halten.
57 DAfStb ... Deutscher Ausschuss für Stahlbeton
202
Die Aufbereitung von Betonabbruch und Betonaufbruch zu RC-Betonsplitt und Betonbrechsand erfordert den Einsatz von Energie für das Betonbrechen, der bei der Nutzung von Kies entfällt. Beton wird vorwiegend als Stahlbeton verbaut. Beim Brechen
fällt der Stahl der Armierung als Koppelprodukt an, der als Stahlschrott in der Eisenund Stahlindustrie verwertet wird. Bei der Deponierung von Betonbruch geht dieser
Stahl verloren. Für eine Tonne Industrie- und Abbruchstahlschrott werden frei Stahlwerk etwa 100 € bezahlt (EUWID Nr.29, 2002). Für die Abschätzung des mit der Bauschuttaufbereitung verbundenen Energieeinsatzes wird davon ausgegangen, dass der
Armierungsstahl im Elektrolichtbogenofen eingeschmolzen und die dabei ausgebrachte
Menge an Sekundärrohstahl in Hochofen und Blasstahlkonverter nicht erzeugt wird.
Dadurch entsteht eine Energiegutschrift. Für den energetischen Vergleich zwischen
Kies und den als Betonzuschlag verwerteten RC-Beton werden die in Tabelle 2.4-7
zusammen gestellten Basisdaten zugrunde gelegt.
Tabelle 2.4-7
Basisdaten der Energiebilanz
Strom (EE) für Kiesgewinnung
1,3 kWh/t (Klarme/Seeberger, 1982)
Strom (EE) für Betonbrechen
4,1 kWh/t58 (Klarme/Seeberger, 1982,
Walter Hebel Baugruppe
AG, 2002)
Energie (PE) für Oxygen Rohstahl aus Erz
5114 kWh/t (ISI, 1982)
Energie (PE) für Elektroofen Rohstahl aus
Schrott
1462 kWh/t (ISI, 1982)
Wirkungsgrad der Stromerzeugung
0,385
(ISI, 1982)
Armierungsstahl im Betonbruch
3,7 kg/t (StaBu, 1993); eig.
Schätzungen
Ausbringung bei der Aufarbeitung von
RC-Baustoffen
0,81
(RECYCLING magazin,
13/2002)
Anteil Betonbruch im Bauschutt
(inkl. Straßenaufbruch)
0,4
(KWTB, 2001); eig.
Schätzungen
EE ... Endenergie, PE .. Primärenergie
Damit ergibt sich ein zusätzlicher Primärenergiebedarf für die Aufbereitung von Betonbruch als Kiesersatz von 9,74 kWh (35,1 MJ) pro t verwertetem RC-Beton. Dem steht
eine Primärenergiegutschrift für die Verwertung der beim Betonbrechen anfallenden
Armierung als Stahlschrott von 13,51 kWh/t (48,6 MJ/t) RC-Beton gegenüber, so dass
eine Primärenergieeinsparung von 3,77 kWh/t (13,57 MJ/t) verbleibt. Bei dieser Ab-
58 Der Energieaufwand für das Brechen ist stark von der Zielkörnung des erzeugten RC-
Gesteinsbaustoffs abhängig (Walter Hebel Baugruppe AG, 2002)
203
schätzung ist davon ausgegangen worden, dass die Energiebedarfsunterschiede für
Transport und Handling zwischen primären und sekundären Gesteinsbaustoffen vernachlässigbar sind, wofür einiges spricht.
1998 sind 22 Mio t Betonbruch als RC-Baustoffe verwertet worden, wodurch eine
Energieeinsparung von 83 GWh (299 TJ) entstand. Das entspricht 1,5 % des Primärenergieverbrauchs der Betonindustrie.
Im übrigen Bauschutt, der sich im wesentlichen aus Mauerwerk, Dachziegel und Gipsprodukten zusammensetzt, bei denen eine Energiegutschrift durch bei der Aufbereitung als Koppelprodukte anfallende Wertstoffe nicht erzielt werden kann, führt die Herstellung von RC-Baustoffen als Ersatz für Kies aus natürlichen Vorräten zu einem zusätzlichen Energieverbrauch. Er beträgt mit dem oben genannten spezifischen Energieeinsatz für das Brechen und der 1998 nach Tabelle 2.4-3 verwerteten gesamten
Bauschuttmenge ohne Beton 323 GWh (1.163 TJ) Primärenergie.
2.4.3.2 Fremde Sekundärrohstoffe
Die Nutzung von Sekundärrohstoffen aus anderen Branchen hat in der Bauwirtschaft
eine lange Tradition. So wurde schon in den sechziger Jahren mit der Nutzung von
Steinkohlenflugasche bei der Herstellung von Zement und Beton begonnen und in
den letzten 25 Jahren sind hier weit über 40 Mio t Flugasche verwertet worden (EUWID
Nr. 41, 2002). Heute verwertet die Bauwirtschaft praktisch die gesamte anfallende
Flugasche aus Steinkohlekraftwerken, das sind jährlich über 4 Mio t. Das Aufkommen
an Flugasche ist in den letzten Jahrzehnten mit den gewachsenen Anforderungen an
die Abgasreinigung stark angestiegen und war 1980 nur halb so hoch (siehe Abbildung
2.4-4).
204
Abbildung 2.4-4:
Aufkommen und Verwertung von Flugasche aus
Steinkohlekraftwerken in Deutschland (vom Berg, 2000: S.4)
5,0
4,5
Menge in Mio t
4,0
3,5
Produktion
Verwertung
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
1970
1975
1980
1985
1990
1995
2000
Flugasche bindet nach dem Anmachen mit Wasser wie Zement durch Hydration ab,
wenn reaktionsfähiger Kalk (bspw. Ca(OH)2) vorhanden ist. Das runde Korn der Flugasche verleiht dem Beton gute Fließeigenschaften (Garrecht, 2002) und bildet ein
dichteres Gefüge aus. Die Erhärtung verläuft allerdings langsamer als bei Portlandzement. Für großformatige Betonfertigteile, bei denen es auf das schnelle Erreichen einer
Mindestfestigkeit ankommt, welche die Ausschalung möglich macht, ist Flugasche
deshalb weniger erwünscht und kann nur in Grenzen zugesetzt werden. Für Betonprodukte kann Flugasche entweder im Zementwerk mit anderen Zementarten verschnitten, oder im Betonwerk als Zusatzmittel zugemischt werden. Zum Teil wird sie im
Bergbau und im Wegebau vor Ort direkt eingesetzt (Tabelle 2.4-8). Das gesamte Aufkommen von 4,2 Mio t in 2001 (4,3 Mio t 2000) (EUWID Nr. 39, 2002) dient als Zementersatz.
Tabelle 2.4-8:
205
Verwertung von Steinkohlenflugasche 2001 nach Anwendungen
(EUWID Nr. 39, 2002)
Anwendungsbereich
Mio t
Anteil in %
Transportbeton
2,434
58
Betonwaren, -fertigteile
0,513
12
Bergbau
0,509
12
Zementherstellung
0,425
10
Straßen-, Wege-, Erd- und Grundbau
0,278
7
Mauersteine, keramische Erzeugnisse
0,028
1
Gesamt
4,187
100
Die Zugabe von Flugasche ist, wie schon gesagt, von der Anwendung abhängig (Bundesverband Kraftwerksnebenprodukte e.V., o.J.). Der Bundesverband Kraftwerksnebenprodukte (BVK) nennt die in Tabelle 2.4-9 zusammengestellten Richtwerte.
Tabelle 2.4-9:
Zugabeempfehlung des BVK für Beton nach DIN 1045 (BVK, 1998)
Flugaschezugabe in kg/m3
Unbewehrter Beton
60 - 150
Stahlbeton
60 - 80
Beton für Außenbauteile
60 – 80
Der Flugaschezusatz reduziert den Zementbedarf und damit den für seine Herstellung
nötigen Energieeinsatz. Flugasche fällt als Abfallprodukt bei der Stromerzeugung in
den Elektrofiltern der Kraftwerke an. Bei einer Zementproduktion im Jahre 2000 von
32,530 Mio t (Bundesverband der Zementindustrie, 2002), der Flugascheverwertung
als hydraulisches Bindemittel von 4,3 Mio t (EUWID Nr. 30, 2002) und einem Substitutionsverhältnis um 1:1 erreichen die Einsparungen 13,2 % des Primärenergieverbrauchs der Zementindustrie, der ohne Einrechnung des Heizwerts der eingesetzten Sekundärbrennstoffe im gleichen Jahr bei 30.100 GWh (108,6 PJ) lag. Das entspricht einer Primärenergieeinsparung von 3.970 GWh (14,3 PJ).
Die Flugasche aus Braunkohlekraftwerken wird in Deutschland bei der Rekultivierung
der Braunkohlegruben genutzt, die alle in unmittelbarer Nähe der Kraftwerke liegen
(vom Berg, 2000: S.5). In einem von der Deutschen Bundesstiftung Umwelt geförderten Projekt wurde gezeigt, dass sich Braunkohleflugasche technisch als Zementersatz in der Bauwirtschaft nutzen lässt (RECYCLING magazin, 4/2002). Die Aufwendungen für die Qualitätssicherung, die Kontrolle der im Zement unerwünschten unver-
206
brannten organischen Bestandteile, die bei Braunkohlefeuerungen höher als bei Steinkohlen sind, und den Transport machen einen massiven Einsatz dieser Aschen als
Zementersatz in der Bauwirtschaft aus wirtschaftlichen Gründen aber eher unwahrscheinlich. 2001 fielen in Deutschland 7,6 Mio t Braunkohlenflugasche an (EUWID Nr.
14, 2002).
Ein weiterer traditionell in der Zementindustrie genutzter Sekundärrohstoff ist die als
"Hüttensand" bezeichnete Schlacke von Hochöfen, die bei der Roheisenerzeugung
als Abfallprodukt anfällt. Sie besitzt gemahlen ebenfalls die Eigenschaft hydraulisch
abzubinden und wird als Hochofenzement und Eisenportlandzement in den Handel gebracht. Hochofenzement enthält als Mischung mit Portlandzement bis zu 80 %, Eisenportlandzement bis zu 35 % Hüttensand (Klarme/Seeberger, 1982). 2001 wurden 4,5
Mio t Eisenportlandzement und 3,9 Mio t Hochofenzement im Inland abgesetzt (Tabelle
2.4-10; Bundesverband der Zementindustrie, 2002). Das sind zusammen 30 % des
Zementverbrauchs. In diesen Produkten waren im Jahr 2000 zusammen 4,2 Mio t
Hüttensand enthalten (BDZ, 2002).
Tabelle 2.4-10: Inlandsabsatz nach Zementsorten im Jahre 2001 (Bundesverband der
Zementindustrie, 2002), S. 3
kt
%
Portlandzement
16.279
58,1
Portlandhüttenzement
4.533
16,2
Hochofenzement
3.965
14,1
Portlandkalksteinzement
2.609
9,3
Flugaschezement
0
0
Sonstige Zemente
648
2,3
28.034
100
Inlandsabsatz
Die durch die Substitution von Portlandzement entstehende Energieeinsparung wird
durch den wesentlich höheren Mahlenergiebedarf von Hüttensand zum größten Teil
kompensiert (Klarme/Seeberger, 1982). Bei der bestehenden Absatzstruktur der
Zementsorten verbleibt trotzdem eine auf den Hüttensandeinsatz zurückgehende Primärenergieeinsparung der Zementindustrie von 7 %, das entspricht einer Primärenergiemenge von 2.100 GWh (7,6 PJ).
Weitere in der Betonindustrie direkt oder indirekt als Zementinhaltsstoff genutzte Sekundärrohstoffe sind REA-Gipse, Schmelzkammergranulat, Kesselsand, Wirbelschichtasche, Rückstände aus der Sprühabsorption bei der Rauchgasentschwefelung,
Metallhüttenschlacke, Ziegelsplitt, Kalkschlämme aus der Trinkwasseraufbereitung,
207
Gießereisande und andere (EUWID Nr. 30, 2002, Schießl et al, 2001, EUWID Nr. 37,
2002). Die Verwertung dieser Sekundärrohstoffe ist energiewirtschaftlich weniger bedeutsam und wird hier nicht weiter untersucht.
2.4.4 Ausblick und F&E-Bedarf
Die Betonindustrie nutzt bei der Herstellung ihrer Produkte als Ersatz für Portlandzement die Sekundärrohstoffe Flugasche und Hüttensand, letzteren kauft sie im Zement
ein. Diese Rohstoffe sind Abfälle aus Kraftwerken und der Stahlindustrie. In der Branche selbst anfallende Abfälle, das sind Betonabbruch von Gebäuden und Betonaufbruch aus Straßendecken, werden heute bereits in erheblichem Umfang in der Bauwirtschaft verwertet.
Von dem insgesamt in der Bauwirtschaft anfallenden Bauschutt wurden 1998 gut 70 %,
das sind rund 55 Mio t, darunter 22 Mio t RC-Beton, als Gesteinsbaustoffe verwertet.
Damit ist bereits eine gute Verwertungsquote erreicht worden. In der Gesamtproduktion an Gesteinsbaustoffen 1998 von 660 Mio t sind somit gut 8 % Sekundärrohstoffe
enthalten.
Unter energiewirtschaftlichen Gesichtspunkten ist die Nutzung von Flugasche und
Hüttensand als Ersatz für aus natürlichen Rohstoffen hergestellten Portlandzement
attraktiv und führt zu merklichen Energieeinsparungen. Auch bei der Nutzung von Betonbruch als Ersatz für Kies und Splitt aus natürlichen Ressourcen verbleibt durch den
als Koppelprodukt anfallenden Armierungsstahl eine Energiegutschrift. Die Aufbereitung (Brechen) der übrigen Bauschuttanteile (Mauersteine, Dachziegel etc.) verursacht
dagegen gegenüber der Nutzung natürlicher Gesteine einen Mehraufwand an Energie,
der bei 9,74 kWh/t (35,1 MJ/t) RC-Baustoff liegt.
Die erreichte Verwertungsquote von gut 70 % wird sich in den kommenden Jahren
noch etwas steigern lassen (BDZ, 2002). Entscheidender ist aber die erwartete starke
Zunahme des Aufkommens an Betonbruch in den kommenden Jahrzehnten. Nach den
in den vorhergehenden Kapiteln getroffenen Abschätzungen ist im Jahre 2020 mit
einem Aufkommen an Betonabbruch aus Gebäuden von 90 Mio t und Betonaufbruch
aus Straßendecken von 15 Mio t, zusammen 105 Mio t zu rechnen. Bei einer
Steigerung der Verwertungsquote auf 85 % stehen dann 89,3 Mio t Recycling-Beton
als sekundäre Gesteinsbaustoffe zur Verfügung.
208
Abbildung 2.4-5:
Stoffflüsse in der Betonindustrie
Die Entstaubung der Kraftwerke hat mit einem Emissionsgrenzwert von 50 mg Staub
pro m3 Abgas bereits einen hohen Standard erreicht. In den kommenden Jahren wird
sich die Entstaubungstechnik auf die Freisetzung lungengängiger Feinstäube konzentrieren. Dies wird den Flugascheanfall mengenmäßig jedoch nur wenig beeinflussen.
Eine gewisse Steigerung könnte nach dem Auslaufen der Kernenergienutzung durch
den Zubau fossiler Kraftwerke eintreten. Es kann davon ausgegangen werden, dass
die gesamte anfallende Flugasche aus Steinkohlekraftwerken als hydraulisches Bindemittel (Zementersatz) genutzt wird.
209
Tabelle 2.4-11: Produktion an Gesteinsbaustoffen 1998 (KWTB, 2001)
Mio t
%
Kies und Sand
372,5
56,6
Naturstein
190,0
28,9
Hochofenschlacken, Elektroofenschlacken
und andere industrielle Nebenprodukte im
Straßenbau
40,0
6,1
Recycling-Baustoffe
55,2
8,4
Gesamt
657,7
100
Es dürfte eher unwahrscheinlich sein, dass künftig Flugasche aus den Braunkohlekraftwerken für die Zement- oder Betonerzeugung in großen Stil eingesetzt wird. Hier
dürfte die Verwertung bei der Rekultivierung der kraftwerksnahen Braunkohlengruben
die wirtschaftlichere Alternative bleiben.
Der Anfall an Hüttensand aus der Stahlindustrie ist an die stagnierende Stahlproduktion gekoppelt. Eine massive Ausweitung des Marktanteils von Hochofenzement und
Portlandhüttenzement zu Lasten von Portlandzement ist daher eher unwahrscheinlich.
Tabelle 2.4-12: Primärenergieeinsparung (PEE) durch die Nutzung von Sekundärrohstoffen in der Betonindustrie
spezif.
PEE
1970
Produk-
2000
PEE
tion
Flugasche
Hüttensand
RC-Beton
Summe
Veränderung
a
Produk-
2020
PEE
tion
Produk-
PEE
tion
MJ/t
Mio t
TJ
Mio t
TJ
Mio t
TJ
3.326
1,0
3.326
4,3
14.304
5
16.632
1.800
a
7.920
4,2
7.560
4
7.200
299
89,3
1.212
13,57
4,4
0
0
b
22
11.246
22.162
25.044
0,51
1
1,13
1977; b 1998
Die Ergebnisse zeigen, dass sich seit 1970 die mit der Nutzung von Sekundärrohstoffen verbundene Primärenergieeinsparung in der Betonindustrie fast verdoppelt hat und
von 11,2 PJ auf 22,2 PJ angestiegen ist. Ohne diese Einsparung wäre der heutige
210
Primärenergieverbrauch der Zementindustrie (109 PJ59 in 2000) und der Betonindustrie (20 PJ in 2001) zusammen genommen um 17 % höher. Entscheidend hierfür war
der Ausbau der Flugaschenutzung als Ersatz für Portlandzement. Die eingetretene
Verbesserung der Energieeffizienz wird sich jedoch nicht in diesem Ausmaß fortsetzen.
Mit der erwarteten Steigerung der Primärenergieeinsparung bis 2020 von 13 % fällt der
weitere Zugewinn eher bescheiden aus.
Die Nutzung von Beton und mögliche Substitutionen zwischen Beton und anderen
Baustoffen werden durch die Rationalisierungsbemühungen im Bauhauptgewerbe getrieben. Die Baukosten haben in Deutschland ein Niveau erreicht, das für die Prosperität der Bauwirtschaft kontraproduktiv ist. Auf der anderen Seite sind konkrete Ansätze
für neue kostengünstige Bauweisen nicht in Sicht. Hier liegt ohne Zweifel ein F&E-Defizit, das auch von der staatlichen Forschungsförderung dringend aufgegriffen werden
sollte.
Wie weit durch innovative Betonbaustoffe, zum Beispiel durch mit polymeren Zuschlägen dauerhaft pumpfähig gehaltener Leichtbeton, die gewünschte Rationalisierung
erreicht werden kann, lässt sich nicht absehen. Solche Baustoffe besitzen jedenfalls
das Potenzial, im Ortbetonbauverfahren rationell schnell zu großformatigen Bauteilen
vergossen werden zu können, auch zu haufwerksporigen Außenwänden, deren Wärmedämmung dem konventionellen, arbeitsintensiven Ziegelmauerwerk nicht nachsteht.
Das beim Abbruch von Bauwerken entstehende Stoffgemisch ist hoch komplex zusammengesetzt. Um den davon verwertbaren Anteil zu steigern, bedarf es einer aufwendigen Analytik zur Qualitätssicherung (EUWID Nr. 30, 2002), die den Kostenvorteil
des Sekundärbaustoff schrumpfen lässt. So kostet die Herstellung von Recyclingsand
0 - 5 mm aus homogenem Betondachziegelbruch 6,80 €/t. Sand aus natürlichen Quellen ist für 8 – 12 €/t zu haben (Walter Hebel Baugruppe AG, 2002, Braas Dachsysteme
GmbH & Co., 2002).
Für die Automatisierung oder zumindest Teilautomatisierung der Qualitätskontrolle und
ihre Aufschaltung auf die Sortierung bei der RC-Baustoffaufbereitung besteht F&E-Bedarf. Hier sind auch Teilerfolge, wie die sichere Erkennung und Ausschleusung schadstoffhaltiger Bauschuttanteile, beispielsweise PCB, PAH, Asbest und Blei, schon ein
Fortschritt.
59 Ohne Berücksichtigung des Energiegehalts von 25 PJ (2000) (BDZ, 2002) der beim
Zementbrennen eingesetzten 950.000 t/a Abfälle (1999), S. 517 (Umwelt 7-8/2002)
211
Die Nutzung von Betonbruch als Zuschlag für Beton ist als Wiederverwertung eine vergleichsweise hochwertige Kreislaufführung. Noch höherwertiger wäre es, aus Betonbruch durch Brechen, Mahlen und Brennen wieder den (teuren) Betonrohstoff Zement
herzustellen. Dem stehen jedoch technologische Probleme und wirtschaftliche Gründe
entgegen. Es gelingt mit diesem Ausgangsstoff nicht, die für die Aushärtung und Festigkeitsentwicklung benötigten Zementphasen auszubilden. Verantwortlich dafür sind
die Betonzuschläge. Zwar ließe sich mit einigem technischen Aufwand der Kieszuschlag vom Zementstein abtrennen, nicht jedoch der Sandzuschlag. Er ist fest in die
Zementmatrix eingebunden, wird beim Mahlen mit dem Zementstein gebrochen und
mit diesem vermischt. Die entstehende Rohmehlmischung ist für das Brennen von
leistungsfähigem Zement ungeeignet und mit minderwertigem Zement können die Aufarbeitungskosten nicht erlöst werden.
Fachleute der Betonindustrie sehen jedoch Bedarf für die systematische Untersuchung
der technischen Eigenschaften und wirtschaftlichen Attraktivität von fein gemahlenem
Betonmehl (Braas Dachsysteme GmbH & Co., 2002). Es wird vermutet, dass dieses
Mehl noch einen Rest an Reaktionsfähigkeit besitzt und sein hydraulisches Bindevermögen für bestimmte Anwendungen ausreichen könnte, zum Beispiel als Zementersatz bei Magerbeton, der beispielsweise beim Versetzen von Randsteinen eingesetzt
wird.
Quellen
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Bundesverband der Deutschen Zementindustrie (BDZ): Nachhaltigkeit und Zementindustrie. Kurzfassung (2002).
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Zementindustrie erwartet starke Zunahme der Baureststoffe bis 2010. EUWID Nr. 37
vom 10.9.2002, S 17
216
2.5
Mauer- und Dachziegel
2.5.1 Einleitung
Gebrannter Ton ist der älteste künstlich hergestellte Baustoff. Bereits um 4.000 v.Chr.
wurden in Mesopotamien gebrannte Ziegel für den Bau von Tempeltürmen, Palästen
usw. verwendet. In Europa wurde die Technik der Ziegelherstellung vor mehr als 2.000
Jahren durch die Römer verbreitet und hat sich seither in seinen Grundzügen nicht
verändert (Rentz et al., 2001).
Bei der Untersuchung des Baustoffes Ziegel wurden ausschließlich die Hauptprodukte,
Mauer- und Dachziegel, für dieses Projekt betrachtet. Die Produktionsmenge von
Mauerziegel im Jahre 2000 betrug 14,1 Mio. Tonnen und die von Dachziegel betrug
2,6 Mio. Tonnen, die anderen Ziegelerzeugnisse wie keramische Rohre und Schornsteinteile mit einer Produktionsmenge von 0,1 Mio. Tonnen und die glasierten und
unglasierten Fliesen mit 90 Tonnen bleiben aufgrund ihrer niedrigen Produktionsmenge
unberücksichtigt (vgl. Abbildung 2.5-1).
Abbildung 2.5-1:
Ziegelerzeugnisse im Jahr 2000
glasierte u.
unglasierte Fliesen
< 0,01%
keramische Rohre
und
Schornsteinteile
1%
Mauerziegel
84%
Dachziegel
15%
Quelle: Statistisches Bundesamt
Es gibt verschiedene Bauweisen für typische Ziegelkonstruktionen:
•
einschaliges verputztes Ziegelmauerwerk
•
einschaliges Ziegelmauerwerk mit Wärmedämmputzsystemen
•
einschaliges Ziegelmauerwerk mit Wärmedämmverbundsystemen
•
einschaliges unverputztes Ziegelmauerwerk
•
zweischaliges Ziegelmauerwerk
•
bewehrtes Ziegelmauerwerk
•
Ziegeldecken
217
Die Arten der verschiedenen Ziegelerzeugnisse sind in der Tabelle 2.5-1 aufgelistet:
Tabelle 2.5-1:
Ziegelerzeugnisse
Mauerziegel nach
DIN- Norm 105
Dachziegel nach
DIN EN 1304
sonstige
Ziegelerzeugnisse
Mz
Mauerziegel
Hlz
Hochlochziegel
VMz Vormauer-Vollziegel
VHLz Vormauer-Hochlochziegel
KMz Vollklinker
KHlz Hochlochklinker
HLzW Leichthochlochziegel
Strangdachziegel (Pressen des weichen Tons durch ein Stahlmundstück):
Hohlpfannenziegel (falzlose),
Biberschwanzziegel (falzlose),
Strangfalzziegel (seitlicher Falz),
Pressdachziegel (Pressen des weichen Tons ähnlich einem Stanzverfahren):
Mönch und Nonne (falzlose),
Falzziegel (zweisetiger Falz) usw.
Fliesen: glasiert und unglasiert
Kanalisationsrohre, Abwasserrohre
In der Abbildung 2.5-2 zur Anzahl der Betriebe erkennt man einen Rückgang der Betriebe von 1987 bis 1990. Danach steigt die Anzahl der Ziegeleien von Jahr zu Jahr an.
1994 ist sie auf dem Höchststand von ca. 230 Betrieben. Dieser Anstieg ist unter anderem darauf zurück zuführen, dass die Betriebe von den Neuen Bundesländern ab 1993
in die Statistik mit aufgenommen wurden. Bis zum Jahre 2000 sank die Anzahl der Betriebe auf ca. 200.
218
Abbildung 2.5-2:
Anzahl der Betriebe von 1987-2000
Anzahl der Betriebe
250
200
150
100
50
0
1987
1990
1993
1996
1999
Quelle: Bundesverband der Deutschen Ziegelindustrie
Auch bei der Anzahl der Beschäftigten ist das gleiche Muster zu erkennen (vgl. Abbildung 2.5-3). Beim Betrachten der Jahre 1987 und 2000 ist zu erkennen, dass trotz der
höheren Betriebsanzahl im Jahre 2000 die Anzahl der Beschäftigten im Vergleich zum
Jahre 1987 um knapp 1000 Beschäftigte gesunken ist. Diese Situation ist auf die Modernisierung der Betriebe zurückzuführen.
Abbildung 2.5-3:
Anzahl der Beschäftigten von 1987-2000
Anzahl der Beschäftigten
20.000
16.000
12.000
8.000
4.000
0
1987
1990
1993
1996
1999
Auch beim Umsatz ist ein steiler Anstieg bis zum Jahre 1994 erkennbar, dieser nimmt
in den darauf folgenden Jahren ab und schwankt zwischen 3,5 Mrd. und 3,0 Mrd. DM,
wobei der Umsatz im Jahre 2000 am niedrigsten seit 1994 war (vgl. Abbildung 2.5-4).
Abbildung 2.5-4:
219
Umsatz von 1987-2000
Umsatz in 1.000 Euro
3.000.000
2.000.000
1.000.000
0
1987
1990
1993
1996
1999
In Deutschland hergestellte Mauerziegel müssen der DIN- Norm 105 (1989) entsprechen. Dachziegel müssen die Europäische Produktnorm DIN EN 1304 (2000) einhalten
und nach den Fachregeln des deutschen Dachdeckerhandwerkes eingedeckt werden.
Zur Herstellung von Ziegeln benötigt man die Naturprodukte Ton, Lehm und Wasser.
Um die Eigenschaften zu beeinflussen, wie z. B. der Erzielung einer höheren Rohdichte oder höherer Wärmedämmung, werden bei der Produktion Zusätze wie z. B.
Sägespäne, Papierfangstoffe und Polystyrol beigemischt. Diese Füllstoffe verglühen im
Brennvorgang und hinterlassen unzählige kleine Hohlräume. Gebrannte Ziegel sind
dauerhaft, vorausgesetzt sie sind frei von treibenden Einschlüssen (Kalk) und Salzen,
die zu Ausblühungen führen.
Die Produktion wird in zwei Herstellungsverfahren unterteilt:
•
Nassverfahren:
hier hat der Rohling einen Feuchtanteil von ca. 20 %, siehe Abbildung 2.5-5
•
Trockenverfahren:
hier hat der Rohling einen Feuchtanteil von nur noch 4 %
Der Energieverbrauch ist zum größten Teil davon abhängig, welches Grundmaterial
zur Ziegelherstellung benötigt wird. Je nach Trockenempfindlichkeit des eingesetzten
Tons, bzw. nach Wassergehalt vor der Trocknung und Enthalpie des Rohstoffs, ist
220
eine höhere Umsetzungswärme und dadurch bedingt ein höherer Energieverbrauch
erforderlich (IKARUS, 1995).
2.5.2.1 Produktionsbeschreibung von Ziegeln
Der Herstellungsprozess (Nassverfahren) ist in der Abbildung 2.5-5 graphisch dargestellt (IKARUS, 1995).
Formgebung
Der Rohstoff Ton wird im Tagebau mit Baggern und Schürfkübeln gefördert und per
LKW zur Produktionsstätte transportiert. Die Zwischenlagerung erfolgt auf Halden, wo
es zu einer gewollten Verwitterung, gleichmäßigen Durchfeuchtung und Quellung
kommt. Nachdem die Beschickung durch den Kastenbeschicker durchgeführt wurde,
wird das Material im Walzbrecher oder Mahlkollergang mit tonnenschweren Stahlwalzen zerkleinert, und gleichzeitig mit den Zusatzstoffen (Styropor u. a.) gemischt und
schließlich gepresst (IKARUS, 1995).
Abbildung 2.5-5:
Herstellungsprozess der Ziegelerzeugnisse (Nassverfahren)
Grundstoffgewinnung Lehm und Ton
Je nach Art, Masse, Feuchtigkeitsgehalt des Rohstoffs und Einsatzbe-
Transport
reich des Produktes gibt es verschiedene
Beschicken
wie
z. B. Streichen, Extrudieren (kontinuierliche
Zerkleinern
Zusätze:
Styropor, Sägemehl,
Steinkohlen,
Rohbraunkohle
Formgebungsmethoden
Formgebung
durch
Strangpressen plastischer Massen),
Pressen, Rollen, Trockenpressen und
Nachzerkleinern
isostatisches Pressen (Rentz et al.,
2001).
Mischen
Trocknen der Rohlinge
Pressen
Nach der Formgebung der Rohlinge
folgt
Nachpressen
der
Trockenvorgang.
Dabei
werden die Tonmassen auf das anTrocknen
schließende Brennen vorbereitet und,
Abwärme
Brennen
Verladen
je nach Typ des Brennofens, bis zu
Restwassergehalten von 0,5 bis 6 %
getrocknet.
Beim
Trocknen
und
Brennen der feuchtgepressten Roh-
linge entsteht durch die entweichende Feuchtigkeit ein Kapillarsystem, das den Ziegel
221
zu einer sehr schnellen Feuchtigkeitsaufnahme und –abgabe befähigt. Die Trocknung
muss langsam durchgeführt werden, um bei der Volumenabnahme von bis zu 5 % der
Ziegel Rissbildungen zu vermeiden (vgl. Tabelle 2.5-2). Es gibt auch Schnellbrandöfen,
diese sind jedoch nicht für alle Ziegelarten geeignet (vgl. Tabelle 2.5-3). Es gibt drei
Verfahren zum Trocknen der Rohlinge: Tunnel- und Kammer-Verfahren sowie das Düsentrocknen (IKARUS, 1995).
Brennen
Um die getrockneten Ziegel ausreichend hart und witterungsbeständig zu gestalten,
werden sie in der Regel in Tunnelöfen gebrannt. Die Brenndauer ist je nach Einsatzbereich des Produktes unterschiedlich, sie beträgt bei Dachziegeln zwischen 10 und 40
Stunden, bei Klinkern zwischen 45 und 60 Stunden und bei Hintermauerziegeln zwischen 17 und 25 Stunden. (Rentz et al., 2001).
Durch das Brennen der Ziegel bei diesen hohen Temperaturen sind sie frei von giftigen
Rückständen und es entsteht, wie bereits erwähnt, ein Kapillarsystem, das die Ziegel
zu einer sehr schnellen Feuchtigkeitsaufnahme und -abgabe befähigt. Moderne Hochlochziegel weisen aufgrund vieler Lufteinschlüsse eine gute Wärmedämmfähigkeit und
Wärmespeicherfähigkeit auf. Nachteile der Ziegelproduktion sind der hohe Energiebedarf beim Brennen und die regional unterschiedliche Verfügbarkeit der Ausgangsstoffe.
In Tabelle 2.5-2 sind Daten zu einigen Ziegelprodukten aus klassischen Tunnelöfen
aufgeführt.
Tabelle 2.5-2:
Betriebsdaten von Tunnelofenanlagen
Kapazität
Ofenlänge
Ofennutzquerschnitt
Besatzdichte*
Brenntemperatur
spez. Wärmebedarf für
Trocknen und Brennen
Abgasvolumenstrom
Abgastemperatur
1-8
80 - 125
1,3 - 6
650 - 1.500
1.000 - 1.250
Leichtlochziegel
3 - 15
60 - 120
4 - 12
350 - 500
900 - 1.050
Hochlochziegel
3 - 15
60 - 120
4 - 12
500 - 570
900 - 1.050
3-6
80 - 140
4 - 12
200 -400
1.000 - 1.060
1.600 - 3.000
1.000 - 2.200
1.000 - 2.200
1.750 - 2.800
5.000 - 20.000
140 - 200
10.000 - 50.000
100 - 150
10.000 - 50.000
100 - 150
10.000 - 40.000
130 - 180
Einheit
Klinker
t/h
m
m²
kg/m³
°C
kJ/kg
m³/h
°C
Dachziegel
* Die Masse des Brenngutes (ohne gebrannte Brennhilfsmittel) im feuerten Volumen der Brennlage
bezogen auf das Volumen der Brennlage. Sie ist eine Maßzahl für den Grad der Inanspruchnahme des
Ofenvolumens durch emissionsrelevantes Brenngut.
Quelle: Rentz et al., 2001
Neben den klassischen Tunnelöfen gibt es noch sogenannte Schnellbrandöfen, die
wiederum nicht für alle Ziegelarten geeignet sind. Die Eignung hängt wesentlich von
der spezifischen Oberfläche und der Möglichkeit der Durch- bzw. Umströmung des
222
Brenngutes mit den heißen Brenngasen ab. Geeignet dafür sind Dachziegel und Hintermauerziegel, wie z. B. Gitterziegel (Rentz et al., 2001).
Je nach Literatur liegen die Zahlen für Mauerziegel zwischen 1.300 und 2.100 kJ/kg
(vgl. Tabelle 2.5-2). Ein Durchschnittswert des spezifischen Energieverbrauchs von
insgesamt 12 österreichischen, schweizerischen und deutschen Ziegelwerken ist in
einer Publikation von 1996 berechnet worden (vgl. Tabelle 2.5-4) (Ökobilanz Ziegel,
1996). Dabei ist zu erwähnen, dass nicht alle Werke vollständige Angaben zum Energieverbrauch machten.
Tabelle 2.5-3:
Betriebsdaten von Schnellöfen
Einheit
Tunnelofen für
Hintermauerziegel
16,6 - 18,75
130
bis 17,6
k.A.
1.000
2,5 - 3,5
Tunnelofen für
Vormauerziegel
2,1 - 5,4
90 - 120
bis 3,5
k.A.
1.000 - 1.080
4-5
Tunnelofen für
Pressdachziegel
1,9 - 5,4
80 - 125
bis 3,3
k.A.
1.020 - 1.150
3-4
Kapazität
t/h
Ofenlänge
m
Ofennutzquerschnitt
m²
Besatzdichte*
kg/m³
Brenntemperatur
°C
Brennzeit
h
spez. Wärmebedarf für
1.250 - 1.820
1.590 - 2.550
2.930 - 4.605
Trocknen und Brennen
kJ/kg
* Die Masse des Brenngutes (ohne gebrannte Brennhilfsmittel) im feuerten Volumen der Brennlage
bezogen auf das Volumen der Brennlage. Sie ist eine Maßzahl für den Grad der Inanspruchnahme des
Ofenvolumens durch emissionrelevantes Brenngut.
Quelle: (Rentz et al., 2001)
Tabelle 2.5-4:
Mauerziegel
Dachziegel
Gegenüberstellung des spezifischen Energieverbrauchs der Ziegelproduktion
IKARUS,
1995
GEMIS,
2001
Rentz et al.,
2001
1380 MJ/t
2,8 10-6 TJ/kg
= 2800 MJ/t
1000-3000
MJ/t
-6
1750-2800
MJ/t
2280 MJ/t
3,4 10 TJ/kg
= 3400 MJ/t
Ökobilanz Ziegel,
1996
585,28 Wh/kg Produkt
= ca. 2107 MJ/t
Durch Maßnahmen wie Verbesserung der Brenntechnik, höhere Effizienz bei der Rohlingstrocknung, anlageninterne Wärmerückgewinnung und weitere verfahrenstechnische Optimierungsarbeiten konnte der spezifische Energieverbrauch Mitte der 70er
Jahre bis Ende der 80er Jahre um ca. 40 % gesenkt werden (Wagner et al., 1998).
Durch den Einsatz von modernen Luftreinhaltetechniken, dem Wechsel von Kohle und
schwerem Heizöl zu emissionsärmeren Erd- und Flüssiggas sowie durch den verringerten spezifischen Energiebedarf pro Kilogramm Ziegel wurde auch eine Senkung
des Luftschadstoffausstoßes erreicht. Im Zeitraum von 1975 bis 1990 konnte die spe-
223
zifische Kohlendioxid- Emission (kg CO2/kg gebrannter Ziegel) um rund 75 % gesenkt
werden (Wagner et al., 1998).
In der Ziegelindustrie ist der Verbrauch an festen Brennstoffen seit 1987 stark zurück
gegangen. Während 1987 noch ca. 817 TJ verbraucht wurden sind es im Jahre 2000
nur noch ca. 58 TJ gewesen, dies bedeutet einen Rückgang von knapp 93 %. Auch der
Verbrauch an Öl wurde seit 1987 um knapp 48 % reduziert. Im Ausgleich zu diesen
zwei Stoffen stieg der Strom- und Gas Verbrauch in der Branche an. Der Strom
Verbrauch stieg um ca. 72 % an und der Gas Verbrauch um 83 %. Der hohe Anstieg
des Energieverbrauchs in den Bereichen Strom und Gas führt dazu, dass der gesamte
Energieverbrauch seit 1987 um ca. 51 % angestiegen ist (vgl. Abbildung 2.5-6).
Abbildung 2.5-6:
Energiemix in der Ziegelindustrie von 1987-1998
40.000
35.000
Terajoule
30.000
25.000
Gas
Strom
Öl
Feste Brennstoffe
20.000
15.000
10.000
5.000
0
1987
1990
1993
1996
1999
Um die entstehenden Energieverluste und die CO2–Emissionen durch Gebäude zu
reduzieren wurde in Deutschland die Energieeinsparverordnung (EnEV) im Jahre
2001 erlassen. In der EnEV 2001 sind mit unter die Anforderungen an den Wärmedurchgangskoeffizienten (früher k-Wert in der EnEV 2001 U-Wert) von Außenwänden,
Decken und Dächern vom Gebäudebestand neu geregelt worden (vgl. Tabelle 2.5-5).
224
Tabelle 2.5-5:
Anforderungen an den Wärmedurchgangskoeffizienten für die Bauteilschichten Außenwände, Decken und Dächer
Bauteil
Gebäude mit normalen
Innentemperaturen*
Gebäude mit niedrigen
Innentemperaturen**
Umax in W/(m²K)
Umax in W/(m²K)
Außenwände
UAW ≤ 0,35 bis 0,45
UAW ≤ 0,75
Decken, Dächer
UD ≤ 0,25 bis 0,30
UD ≤ 0,40
*
Gebäude, die nach ihrem Verwendungszweck auf eine Innentemperatur von 19°C und
mehr und jährlich mehr als vier Monate beheizt werden sowie ganz oder deutlich zum
Wohnen genutzt werden.[EnEV §2 Nr.1. und 2.] (EnEV, 2001)
** Gebäude, die nach ihrem Verwendungszweck auf eine Innentemperatur von mehr als 12
°C und weniger als 19 °C und jährlich mehr als vier Monate beheizt werden. [EnEV §2
Nr.3.] (EnEV, 2001)
Durch diese Verordnung wird den entsprechenden Baustoffen der jeweiligen Bauteile
eine noch bessere physikalische Eigenschaft abverlangt um die in der Tabelle 2.5-5
angegebenen Anforderungen zu genügen. Der Ziegel ist ein EnEV 2001 tauglicher
Baustoff, eine 36,5 cm dicke Wand aus Poroton- Planziegel besitzt je nach Ziegelart
einen U-Wert von 0,35-0,44 W/(m²K) (Wienerberger, 2002). Sie wäre also nach den
Anforderungen der EnEV (vgl. Tabelle 2.5-5) ausreichend gedämmt. Ansonsten ist
eine Wärmedämmung anzubringen, um den entsprechenden U-Wert zu erzielen.
So sind z. B. Luftdichtheit und die Vermeidung von Transmissions-Wärmeverlusten im
Bereich der Bauteilanschlüsse maßgebliche Kriterien für die zukünftige Gebäudehülle.
In der Heizperiode hält der Ziegel die Wärme im Haus und speichert die Sonneneinstrahlung tagsüber als zusätzliche Energie. Im Sommer wird die Tageshitze gebunden
und nachts an die kühle Außenluft abgegeben. Außerdem ist Ziegel der Baustoff mit
der geringsten Dauerfeuchte.
2.5.2.2 Produktionsentwicklung in der Ziegeleien Industrie
Die Hauptprodukte der Ziegelindustrie sind die Mauer- und Dachziegel die Nebenprodukte sind die Fliesen, Rohre usw. (vgl. Abbildung 2.5-1). In Abbildung 2.5-7 ist die
zeitliche Entwicklung der Mauerziegelproduktion ab 1970 bis zum Jahre 2000 dargestellt.
Die erste Ölkrise 1973 verursachte in der Ziegelindustrie einen Produktionsrückgang.
Bis zu diesem Zeitpunkt stieg auch der Ölanteil der Ziegel-Industrie auf ca. 71 %. Bedingt durch die Preissteigerung ging die Nachfrage nach Erdöl zurück und im gleichen
Zeitraum stieg der Anteil von Gas in der Ziegelindustrie (IKARUS, 1995).
225
Durch die schlechte Baukonjunktur Anfang der 80´er Jahre führte es dazu das die Produktion der Mauerziegel entsprechend abnahm. Ab Mitte der 80´er Jahre ist ein kontinuierlicher Anstieg in der Produktion zu erkennen diese nimmt erst wieder ab 1994 ab.
Seit 1994 sinkt die Produktion der Mauerziegel, (die neuen Bundesländer wurden
1991/92 bedingt berücksichtigt erst ab 1993/94 beziehen sich die Daten auf Gesamtdeutschland) (Müller, 2002) (vgl. Abbildung 2.5-7).
In der Dachziegelbranche ist die Produktionslinie homogener, ein Anstieg ist ab dem
Jahre 1985 zu erkennen. Der Grund dafür ist unter anderem, dass Dachziegel Produktionen nicht ausschließlich vom Neubau abhängig sind, sondern zu einem großen Teil
auch vom Sanierungsgeschäft. Auch trägt die kontinuierliche Ausfuhr deutscher Ziegel
in die Nachbarländer zur positiven Entwicklung in der Dachziegelbranche bei.
Abbildung 2.5-7:
Mauerziegelproduktion von 1970-2000
16.000
14.000
12.000
in 1000 m³
10.000
8.000
6.000
4.000
2.000
0
1970
1975
1980
1985
Quelle: Statistisches Bundesamt (m. J. ), VDZ(m. J.)
1990
1995
2000
226
Abbildung 2.5-8:
Dachziegel Produktion von 1970-2000
1.200.000
1.000.000
in 1000 Stück
800.000
600.000
400.000
200.000
0
1970
1975
1980
1985
1990
1995
2000
Quelle: Statistisches Bundesamt (m. J. ), VDZ(m. J.)
2.5.2.3 Export-/Importströme
Die Import- /Exportsströme bei Ziegeln sind vernachlässigbar klein, da sie regional
produziert werden. Als Rohdichte der Mauerziegel wurde der Wert 1200 kg/m³ angesetzt (Bruck, 2000). So wurden beispielsweise im Jahre 2000 ca. 14,2 Mio. Tonnen
Ton- Mauerziegel produziert (vgl. Tabelle 2.5-8) aber nur 251.195 Tonnen exportiert.
Somit betrug der Inlandsverbrauch im Jahre 2000 für Mauerziegel ca. 15 Mio. Tonnen
(837.931 Tonnen von 14,2 Mio. Tonnen = 5,9 %).
Die Produktionsmenge für Dachziegel betrug 974.664 Mio. Stück (in Tonnen ausgedrückt sind es ca. 2,63 Mio. Tonnen produziere Dachziegel, als Rohdichte wurde der
Wert 2,7 kg/St. angenommen). Die Inlandsverfügbarkeit änderte sich im Jahr 2000
kaum (2.758.700 Stück von 977 Mio. Stück = 2,8 %).
Tabelle 2.5-6:
227
Einfuhr und Ausfuhr von Ziegeln im Jahr 2000
Warennr. Warenbezeichnung
6904 10 00 Mauerziegel aus keramischen Stoffen
Hourdis Deckenziegel usw.
6904 90 00 Keramische Stoffe
6905 10 00 Dachziegel
Einheit
1000 St
Tonnen
Einfuhr*
289.677
1.089.126
Ausfuhr*
53.771
251.195
Tonnen
1000 St
Tonnen
40.354
53.781
161.085
42.932
81.368
256.160
Keramische Rohre Rohrleitungen
6906 00 00 Rinnen usw.
Tonnen
65.954
24.269
Summe Tonnen 1.356.519
574.556
*Angaben für Gesamteinfuhr bzw. -ausfuhr, für die im Jahr 2000 eine Einfuhr bzw. Ausfuhr
im Werte von mind. 250.000 DM - von Ausnahmen abgesehen - erreicht wurde.
Quelle: Statistisches Bundesamt, 2000, Fachserie 7
2.5.3 Abbruchmassen
Bei den heutzutage anfallenden Abbruchmengen stellt Mauerwerksabbruch aus Ziegeln einen hohen Anteil der gesamten Mengen dar (Monitoring-Bericht, 2001): sowohl
1996 sowie 1998 betrug der Anteil an Ziegelabbruch ca. 60 % vom Gesamt-Aufkommen an Bauschutt. Die Angaben aus dem Monitoring-Bericht beruhen auf damalige
Schätzungen der Ziegel-Industrie. Die im Jahre 2002 vom Statistischen Bundesamt
veröffentlichten Zahlen zu Ziegelschuttmengen für das Jahr 1998 besagen jedoch,
dass der Anteil an Ziegelschutt nicht so hoch ist wie von der Ziegel-Industrie vorhergesagt wurde. Jedoch ist zu berücksichtigen, dass in der Kategorie "Bauschutt" des Europäischen Abfallkatalogs (EAK) auch Ziegelschutt enthalten ist, das nicht in der Statistik
extra festgehalten wurde bzw. nicht festgehalten werden konnte. Auch kann es bei der
Ziegelschuttmenge zu Doppelzählungen gekommen sein.
Eine genaue Aussage zur Verwertungs- bzw. Beseitigungsmenge des Ziegelschutts
kann nicht gemacht werden, da z. B. Betriebe mit eigenen Entsorgungsanlagen ihren
im Betrieb anfallenden Ziegelschutt in die Produktionsprozesse oder anderweitig im
Betrieb einsetzten usw. .
Tabelle 2.5-7:
Ziegelschuttmengen 1998 in [t]
Abfälle in Anlagen der Entsorgungswirtschaft
1.205.300
Lagerung von Abfällen in übertägigen Abbaustätten*
2.826.000
Ziegelrecyclat
11.354.500
Summe [t]
Quelle: Statistisches Bundesamt, 2002 Fachserie 19
15.385.000
228
Bei der Recherche zur zeitlichen Entwicklung von Ziegelabbruchmassen wurde lediglich eine Modellrechnung der zeitlichen Entwicklung von Betonabbruch gefunden
(Görg, 2002). In der Modellrechnung von Görg sind die gesamt Bauschutt- sowie die
Ziegelabbruchmengen vom Monitoring-Bericht für die Jahre 1996 und 1998 ergänzt
worden (vgl. Abbildung 2.5-9). Zum Vergleich wurden die Bauschuttmengen aus dem
statistischen Bundesamt für die Jahre 1990 und 1993 in die Modellrechnung mit eingefügt.
Abbildung 2.5-9:
Anfall von Ziegelabbruch und Modellrechnung zur zeitlichen
Entwicklung von Abbruchmengen
100
90
Beton, Görg, 2002
80
Ziegel, Monitoring-Bericht,
m. J.
Bauschutt, MonitoringBericht, m.J.
Bauschutt, statistisches
Bundesamt, m. J.
70
Mio t
60
50
40
30
20
10
0
1970
1980
1990
2000
2010
2020
2.5.3.1 Ziegel Recyclingrouten in Deutschland
Das Alter von Ziegelgebäuden wird in der Literatur mit Nutzungszeiten von 80 – 100
Jahre angegeben, in den meisten Fällen wird jedoch diese Dauer überschritten. Die
Gewährleistungszeit von Ton- Dachziegel liegt bei 30 Jahren. Ihre Nutzungszeit ist
aber in der Regel ebenfalls viel länger (Fa. BRAAS, 2002).
Bauschuttabfälle (Beton, Ziegel usw.), teerfreier Asphalt bzw. teerhaltiger Asphalt sind
soweit technisch möglich und wirtschaftlich zumutbar, getrennt zu erfassen und zu
verwerten.
Aufbereiteter Mauerwerksabbruch aus reinem Ziegelmauerwerk mit geringen Mörtelund Putzanteilen bezeichnet man als Ziegelrestmasse, Ziegelsplitt oder Ziegelgranulat.
Abbruchziegel und Ziegelschutt können durch Zerkleinerung zu Ziegelsplitt verarbeitet
und als Zuschlagsstoff für neue Baustoffe oder zu Schuttmaterial für Wege eingesetzt
229
werden. Im Allgemeinen weist Ziegelbruch eine geringe Druckfestigkeit auf und ist
somit nur beschränkt einsatzfähig.
Ungebrannte Rohmischungen, die während der Produktion als Rückstände anfallen,
können problemlos wieder in den Prozess zurückgeführt werden. Die gebrannten, sortenreinen Produktionsrückstände können entweder direkt im Werk zum Bau von Straßen verwendet werden oder zu Sonderprodukten, wie Granulat für Tennisplätze u. ä.,
weiterverwertet werden (Down-Cycling). Ziegelgranulat wird in der Regel zu Recyclinganlagen geliefert und dort überwiegend im Gemisch mit anderen mineralischen
Abbruchmaterialien zu Recycling-Splitt verarbeitet. Dabei wird es je nach Zusammensetzung als Mauerwerkssplitt oder als Betonsplitt mit Ziegel und anderen Mauerwerkstoffen als Nebenbestandteile aufbereitet. Eine unmittelbare Wiederverwertung sortenreiner oder nicht sortenreiner, gebrannter Ziegel sowohl aus der Produktion als auch
aus dem Recycling von Baureststoffen als Rohstoff für die Ziegelproduktion ist derzeit
nicht möglich
Einer Wiederverwertung von nicht sortenreinem rezyklierten Ziegelmauerwerk stehen
zum einen die Nebenbestandteile, wie z. B. anhaftende Putz- und Mörtelreste, zum
anderen die nicht ausreichende Kornfestigkeit, die zum Teil hohe Wasseraufnahme
und der für unmittelbare Bewitterung teilweise nicht ausreichend hohe Frostwiderstand
von weichgebrannten oder porisierten Ziegelbestandteilen entgegen. Jedoch kann man
bei weitgehend sortenreinem rezyklierten Ziegelmauerwerk auch qualitativ hochwertige Anwendungen mit entsprechend höherer ökologischer und wirtschaftlicher Wertschöpfung erzielen, wie z. B. als
•
Ziegelsplitt für Beläge von Tennis- und Sportplätzen,
•
Substrat für die Dachbegrünung und Intensivkulturen,
•
Körnung 0/32 mm für feuchteregulierende Tragschichten im Sportplatzbau nach
DIN 18035 (Monitoring-Bericht, 2001)
•
Zum Teil als Leichtzuschlag nach DIN 4226-2 für Ziegelsplittbeton (z. B. für Mantelsteine von Keramik-Schornsteinen) eingesetzt (Müll und Abfall, 1990).
In Deutschland wird der Ziegelschutt nicht wiederverwertet da der entsprechende
Markt sowohl auf Anbieter wie auch auf Nachfrager-Seite nicht existiert. In der Nachkriegszeit wurde der Ziegelschutt nach dem Abklopfen von Mörteln und anderen Baurestmassen wiederverwendet. Heutzutage gibt es zwar noch ein paar Bauherren, die
Interesse an alten Ziegeln haben, jedoch ist dies ein sehr geringer Anteil (Junge,
2002).
230
Abbildung 2.5-10: Darstellung der Entsorgungswege nach dem Grundsatz "Vermeiden, Verwerten, Deponieren" (Winkler, 2001: S 17)
Wiederverwendung: ohne
Aufbereitung erneute Nutzung
für gleichen Zweck
z. B. Denkmalpflege
Vermeidung
Weiterverwendung: ohne
Aufbereitung erneute Nutzung,
jedoch für einen anderen
Nutzungszweck
Wiederverwertung =
Recycling: Aufbereitung und
danach Einsatz der Reststoffe
auf gleichem Niveau
Verwertung
Weiterverwertung = Down
Cycling: Aufbereitung und
danach Einsatz der Reststoffe
auf niedrigerem Niveau
Ziel: Ziegel

Ziegelsplitt für Beläge
von Tennis- und
portplätzen,

Substrat für die
Dachbegrünung und I
ntensivkulturen,

Körnung 0/32 mm für
feuchteregulierende
Tragschichten im
Sportplatzbau nach DIN
18035 (Monitoring
Bericht, 2001)

Zum Teil als
Leichtzuschlag nach
DIN 4226-2 für
Ziegelsplittbeton (z. B.
für Mantelsteine von
Keramik-Schornsteine)
eingesetzt (Müll und
Abfall, 1990)
Thermische Verwertung
Deponierung
In der obigen Abbildung ist ersichtlich, das die Vermeidung den Vorrang vor der materiellen bzw. thermischen Verwertung oder der Entsorgung auf einer Deponie hat. Wichtig ist das angestrebte Ziel, die Rückführung von Baurestmassen in den Stoffkreislauf,
auf möglichst hohem Niveau zu erreichen. Sowie die Akzeptanz von Sekundärbaustoffen von allen am Bau Beteiligten.
231
Es wird derzeit Forschung und Entwicklung betrieben, um hochwertige Verwendungsmöglichkeiten für Ziegelsplitt zu entwickeln.
Im Rahmen einer Diplomarbeit der Universität Weimar kam man bei der Untersuchung
der Eigenschaften von Mörteln und Betonen unter Verwendung von Zuschlag aus
Ziegeln bzw. Abbruchmaterial zu dem Ergebnis, dass die Anforderungen nach DIN
4226 eingehalten werden (Winkler, 1995). Jedoch müssen zuvor viele Untersuchungen
und Kontrollen durchgeführt werden, da die Wasseraufnahme ein Problem darstellt.
Anlehnend an die oben erwähnte Diplomarbeit wurden in einer Forschungsarbeit mit
dem Ziel, Ansätze zur Schließung des Stoffkreislaufes von Mauerwerksabbruchmaterialien aufzuzeigen, unter anderem Ziegelmehle und ziegelreiche Recyclingmaterialien
untersucht (Winkler, 2001), (Müller, 1997). Das Ergebnis der Untersuchung ergab,
dass Ziegelmehle oder ziegelreiche Recyclingmaterialien aufgrund ihrer puzzolanischen Eigenschaften als Zementzusatzstoffe genutzt werden können. Auch wenn die
Reaktivität dieser Mehle als relativ gering eingeschätzt wird und das Interesse nach
den Mehlen aufgrund anderer zur Verfügung stehender Reststoffe mit entsprechenden
Eigenschaften in den Hintergrund gerückt ist, bietet sich hierbei eine gute Methode der
Verwertung.
2.5.3.2 Recycling in Europa
Vom 8. bis 10. Oktober 2002 fand in Krefeld im Kongresszentrum Seidenweberhaus
die dritte Europäische Konferenz "Planung mineralischer Rohstoffe" statt, die vom
Geologischen Dienst NRW unter der Schirmherrschaft des nordrhein-westfälischen
Ministeriums für Wirtschaft und Mittelstand, Energie und Verkehr, sowie mit Unterstützung der Europäischen Kommission ausgerichtet wurde. Bei der Konferenz wurde
gezeigt, dass die Niederlande das EU-Land mit dem größten Recyclinganteil von über
80 % sind, dicht gefolgt von Dänemark (> 80 % Recycling). An dritter Stelle steht die
Bundesrepublik Deutschland mit ca. 71 %. In den südeuropäischen Ländern wie Spanien, Portugal und Griechenland sind die Recyclingraten deutlich schlechter. Die weltweit führende Nation bezüglich Recycling ist Japan mit einer Verwertung von ca. 85 %,
Grund ist der geringe zur Verfügung stehende Deponieraum. Aufgrund des hohen
Erdbeben Risikos wird in Japan allerdings überwiegend mit Beton gebaut (Pahl, 2002).
In Österreich wird von der Firma Buhl GmbH ein sogenannter Speicherziegel (Recyclingziegel) produziert. Die Herstellung dieser Recyclingbetonsteine erfolgt durch
Bindung von ca. 70 % Ziegelbruch, 10 % Blähton sowie Feinsand in ca. 12 % einer
Zementmatrix. Die Besonderheiten liegen in der mörtellosen Temperaturspannungen
ausgleichenden Stoßfuge, was besonders bedeutend bei transparenter Wärmedämmung ist. Der Speicherziegel ist auch gleichzeitig ein Schallschutzziegel (Fa. Buhl
232
GmbH, 2000). Die Herstellungskosten des Speicherziegels betragen ca. 90 Euro/Cent,
der Verkaufspreis liegt zwischen 1,30 und 1,70 Euro. Ein normaler Ziegel kostet in
Österreich ca. 1,10- 1,80 Euro, ein schalloptimierter Ziegel ca. 2,10 Euro (Seidl, 2002).
Der Speicherziegel ist aber kein gebrannter Ziegel und kann diesen nicht substituieren.
2.5.3.3 Recyclingtechnologie
Beim Recycling von Ziegeln werden in erster Linie Backenbrecher oder Prallbrecher
verwendet. Je nach dem, was für ein Brechertyp bei der Aufbereitung der "alten" Ziegel
verwendet wird, haben die Brechprodukte unterschiedliche Eigenschaften, da Backenbrecher durch Druckbeanspruchung zerkleinern und im Prallbrecher das Brechen
durch Schlag und Prall an den Schlagwerkzeugen erfolgt. Die Abbildung 2.5-11 zeigt,
dass mit dem Prallbrecher ein feineres Brechprodukt als mit dem Backenbrecher erreicht wird. So liegt z. B. der Gehalt an Körnern < 16 mm beim Prallbrecher bei knapp
70 %, beim Backenbrecher nur bei 40 % (Müller, 1997).
Abbildung 2.5-11: Einfluss der verwendeten Brecherart auf die Durchgangskennlinie
der Brechprodukte
100
90
Durchgang [%]
80
70
Prallbrecher
60
Backenbrecher
50
40
30
20
10
0
0,1
1
10
100
Korngröße [m m ]
Quelle: Müller, 1997
Eine genaue Angabe zum Energieaufwand zum Brechen von Ziegelschutt zu Splitt,
Substrat, Zuschlag usw. konnte nicht gemacht werden, aber als einen möglichen
Richtwert kann man von ca. 0,6 kWh/t Ziegel ausgehen. Dabei ist der Energieaufwand
233
abhängig von der Körnungsgröße des zu erzielenden Ziegelbruches, je kleiner die
Körnungsgröße desto mehr Energie muss aufgewendet werden (Fa. ThyssenKrupp
Fördertechnik GmbH, 2002).
2.5.3.4 Produktion Buhl-Speicherziegel
Obwohl der in Kapitel 2.5.3.2 angesprochene Speicherziegel der Firma Buhl GmbH
kein ziegelkeramisches Produkt ist sondern ein Betonstein mit andren bauphysikalischen Eigenschaften, soll er als mögliches Recyclingprodukt von Ziegeln im Folgenden
kurz näher betrachtet werden.
Nach einer Ökobilanz der Hersteller wird für die Rohstoffbereitstellung ca. 1600 MJ/t
nicht erneuerbare Primärenergie benötigt und dabei 184 kg CO2eq pro Tonne Fertigprodukt freigesetzt (Firma Buhl, 2002). In der Tabelle 2.5-8 werden die Ergebnisse mit
anderen Baustoffen verglichen. Dabei ist der Buhl-Speicherziegel der Baustoff mit dem
geringsten Verbrauch an nicht erneuerbarer Primärenergie.
Tabelle 2.5-8:
Vergleich mit anderen Baustoffen
PEI
[GJ/t]
Treibhausp.
[kgCO2eq/t]
Buhl Speicher-Ziegelsplittstein
1,6
0,28
Hochlochziegel porosiert
2,6
0,13
Holzspanmantelsteine
2,6
- 0,5
Blähtonleichtbeton
3,4
0,3
2.5.4 Energiesparpotenzial
Um das Energiesparpotenzial erstellen zu können, wurde in der folgenden Tabelle der
Energiebedarf nach den gemittelten spezifischen Energieverbrauchswerten gemäß
Tabelle 2.5-4 übernommen. Von diesen vier Werten wurden jedoch nur die Werte von
GEMIS, 2001 und Ökobilanz Ziegel, 1996 gemittelt, da sich die anderen zwei Werte
lediglich auf das Trocknen bzw. Brennen der Rohlinge beziehen. Wäre die gesamte
Menge von ca. 11 Mio. Tonnen Ziegelrecyclat im Jahre 2000 zur Produktion von Recyclingziegel genutzt worden (und wären normale Ziegel in dieser Menge nicht produziert worden), hätte mit einer Primärenergieeinsparung von ca. 9 PJ gerechnet werden
können (vgl. Tabelle 2.5-9).
Derzeit ist aber zur Herstellung des Ziegelrecyclats ein Aufwand von 4 PJ nötig.
234
Tabelle 2.5-9:
Primärenergieeinsparung (PEE) durch Produktion von Buhl Speicherziegel
Ziegelrecyclat
2000
spezif. PEI
Gesamt PEI
Einsparung
[Mio. t]
[GJ/t]
[PJ]
[PJ]
11,4
2,45
27,9
9,7
1,60
18,2
Mauerziegel
Buhl Speicherziegel
2.5.4.1 Stoffflüsse von Mauer- und Dachziegeln in der Bundesrepublik
im Jahre 2000
Bei der Untersuchung dieser Baustoffgruppe war es problematisch Stoffflüsse darzustellen. Dabei ist festzuhalten, dass ungebrannte Rohlinge zu 100 % zurückgeführt
werden können. Im Gegensatz dazu können im Werk gebrannte, sortenreine Produktionsrückstände lediglich in geringen Mengen in die Produktion zurückgeführt werden.
Die in der Abbildung 2.5-12 eingetragenen Ziegelproduktionsmengen für das Jahr 2000
sind aus der Abbildung 2.5-1 entnommen. Da für das Jahr 2000 noch keine Ziegelschuttmenge bekannt ist, wurden die im Oktober 2002 vom statistischen Bundesamt
erschienen Werte für das Jahr 1998 veröffentlichten in die obige Abbildung eingefügt.
Die Erhebungen vom statistischen Bundesamt für das Jahr 1998 sind anhand von Fragebögen, die von der Abfallwirtschaft beantwortet wurde, entstanden. Im Bauschutt
enthaltene Ziegelschuttmengen, die aufgrund von Verschmutzungen usw. nicht sortenrein sind, wurden nicht statistisch erfasst. Diese sind im Europäischen Abfallkatalog
unter der Kategorie Bauschutt zusammen gefasst.
Eine weitere Statistik diesbezüglich beruht auf dem Monitoring-Bericht. Demnach
macht die Ziegelschuttmenge nach Schätzung der Ziegelbranche 60 Prozent der kompletten Bauschuttmenge aus.
Eine mengenmäßige Aufteilung des in diesem Jahr entstandenen Ziegelschutts in die
unterschiedlichen Verwertungskategorien ist nicht möglich, da die Aufbereitungsanlagen keine Informationen bezüglich dem Verwendungszweck des Ziegelrecyclats erhalten.
235
Abbildung 2.5-12: "Stoffflüsse" in der Ziegelindustrie
Ton, Lehm
Ziegelproduktion
ca. 17,0 Mio. t
Wasser
Zusatzstoffe
gebrannte, sortenreine Produktions–
rückstände in geringen Mengen
ungebrannte Rohlinge
100 % zurückführbar
Dachziegel
ca. 2,6 Mio. t
Mauerziegel
ca. 14,2 Mio. t
sonstiges
ca. 0,2 Mio. t
siehe Abbildung 2.5-1
Gebäude
Ziegelprodukte
Netto-Import
ca. 0,74 Mio. t
Lebensdauer Mauern 80-100 Jahre
und Dächer >30 Jahre
Ziegel Abbruchmaterial
ca. 14,6 Mio. t (1998)
Deponie
ca. 3,2 Mio. t (1998)
Recyclinganlagen
ca. 11,4 Mio. t (1998)
• Betonsplitt
Substrate
Straßenbau
Beläge für Sportplätze
Mauerwerkssplitt
2.5.5 F&E-Bedarf
Da hochwärmedämmende Bausstoffe mit der EnEV immer mehr an Bedeutung gewinnen und wie bereits erwähnt "eine 36,5 cm dicke Wand aus Poroton- Planziegel je
nach Ziegelart einen U-Wert von 0,35-0,44 W/(m²K) " (Wienerberger, 2002) besitzt, soll
die im Februar 2002 in Kraft getretene neue EnEV "neuen Wind in die Ziegel-Industrie"
bringen.
Um Ziegelsplitt jedoch als hochwertigen Sekundärrohstoff verwenden zu können ist
neben den bereits existierenden Forschungsarbeiten (Müller, 1997) weiterer Forschungsaufwand notwendig, insbesondere um die Wasseraufnahme der Ziegelsteine
kontrollieren zu können und die puzzolanischen Eigenschaften als Zementzusatzstoffe
236
nutzen zu können, vergleiche Abschnitt 2.5.3.1. Da aber die Mengen an Altziegeln derzeit aber noch vom Markt aufgenommen werden ohne dass die genauen Mengen und
Anwendungsfelder bekannt sind, sollten zuerst Analysen zum Stofffluss durchgeführt
werden.
Quellen
Arbeitsgemeinschaft Kreislaufwirtschaftsträger Bau, Monitoring- Bericht Bauabfälle
(Folgebericht, Teil 2 Erhebung:1998) Berlin/ Düsseldorf/ Duisburg, 30. November
2001
Bundesverband der Deutschen Recycling-Baustoffindustrie, Duisburg, persönliche
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Bundesverband der Deutschen Ziegelindustrie e.V. Halbjahresbericht 2001
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EnEV Energieeinsparverordnung 2001
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Firma ThyssenKrupp Fördertechnik GmbH persönliche Mitteilung vom 10.10.2002
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Österreichisches Institut für Baubiologie und –ökologie GmbH persönliche Mitteilung
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Winkler, A.: Eigenschaften von Mörteln und Betonen aus Ziegelrestmassen, Schriften
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Internet-Seiten
www.baulinks.de, Artikel: Baustoffhersteller und –handel weiter im Abwärtstrend,
vom 8.2.2002
238
2.6
Glas und Glasprodukte
2.6.1 Einleitung
Die Glasindustrie ist aufgrund ihrer Produktvielfalt, unterschiedlichen Produktionsverfahren und Verwendungsgebieten sehr heterogen. Die Produktion reicht von der
hochtechnisierten Massenproduktion von Behälterglas bis hin zu handgefertigten Bleikristallwaren. Auch der Stand des Recyclings, die derzeitigen Recyclingmöglichkeiten
sowie die Optionen einer Materialsubstitution sind je nach betrachtetem Sektor sehr
unterschiedlich. Deshalb werden in den folgenden Ausführungen die einzelnen Subsektoren der Glasindustrie getrennt betrachtet. Da aus Zeit- und Kapazitätsgründen
nicht alle Sektoren und Fragestellungen der Materialeffizienz in gleicher Tiefe behandelt werden können, erfolgt eine Fokussierung auf die unter primärenergetischer Sicht
interessantesten Bereiche. Allerdings ist das dafür zur Verfügung stehende Datenmaterial unterschiedlich, so dass nicht alle Aspekte in ausreichender Tiefe und Quantifizierbarkeit erfasst werden konnten.
Um einen Einblick in die Produktion, die Glasbranche und die damit verbunden Produkte und Märkte zu bekommen, ist es sinnvoll, die fünf Subsektoren Behälterglas,
Flachglas, Wirtschaftsglas, Glasfaser und Spezialglas einzeln zu betrachten.
Abbildung 2.6-1:
Aufteilung der Glasproduktion auf die Subsektoren im Jahre 2000
Behälterglas
Flachglas
Gebrauchs- und
Spezialglas
Glasfaser
7% 5% 2%
26%
60%
Kristall- und
Wirtschaftsglas
Quelle: BVGLAS 2000
Behälterglas ist mit 4,26 Mio. Tonnen, das sind 60 % der Gesamtglasproduktion des
Jahres 2000, der größte der fünf Subsektoren. Der Sektor beliefert im Wesentlichen
239
drei Industriezweige: zu etwa 70 % die Getränkeindustrie, zu 20 % die Nahrungsmittelindustrie und zu etwa 5 % die pharmazeutische und die kosmetische Industrie. Die
Behälterglasindustrie gehört somit zur Verpackungsmittelindustrie und steht in Konkurrenz zu alternativen Verpackungsmaterialen, wie zum Beispiel Aluminium, Weißblech,
PET, Verbundmaterialien etc. Dies machte sich besonders Ende der 90er Jahre im
Bereich der Getränkeindustrie bemerkbar. Die Gesamtproduktion sank aufgrund der
starken Konkurrenz zu dem alternativen Verpackungsmaterial PET zwischen 1990 und
2000 um 11 %. Laut Verbandsinformationen soll sich diese Marktverschiebung zugunsten von PET bis Ende des Jahres 2001 vollzogen haben. Verwiesen wird an dieser Stelle auch auf das Kapitel Kapitel 2.6.5.1 "Materialsubstitution bei Getränkeverpackungen". Künftig fallen die Produktionszahlen u. a. aufgrund der demographischen
Bevölkerungsentwicklung wahrscheinlich weiter (siehe Tabelle 2.6-1).
Die Produktion von Behälterglas ist sehr kapitalintensiv. Die Investitionen zum Bau
einer mittelgroßen Glashütte (250 t Tagesdurchsatz) liegen bei ungefähr 40-50 Mio.
Euro. Die Wannenreise, d. h. die Dauer, in der eine Anlage kontinuierlich arbeitet, beträgt 8-14 Jahre. Danach muss für eine fällige einfache Erneuerung eine Summe von
3-5 Mio. Euro aufgewendet werden.
Tabelle 2.6-1:
Produktionsentwicklung in t für verschiedene Sektoren der Glasindustrie60
Behälterglas
Flachglas
Sonstige
Summe
2000
4.269.000
1.868.000
953.000
7.090.000
2010
4.250.000
2.100.000
1.048.000
7.398.000
2020
4.100.000
2.300.000
1.153.000
7.553.000
2030
4.000.000
2.400.000
1.268.000
7.668.000
Mit 1,9 Mio. Tonnen Output im Jahr 2000 ist Flachglas der zweitgrößte Subsektor der
Glasbranche, wobei prognostiziert wird, dass die Produktionszahlen zukünftig weiter
steigen (siehe Tabelle 2.6-1). Nahezu die gesamte Flachglasproduktion findet ihren
Absatz in der Bau- und Automobilbranche61). Dies lässt den Sektor auf konjunkturelle
Schwankungen sensibel reagieren. Im Gegensatz zu Behälterglas wird Flachglas in
60 Die aktuelle konjunkturelle Lage, die eher auf niedrigere Produktionszahlen hinweist, und
auch mögliche Standortverlagerungen ins Ausland wurden nicht berücksichtigt.
61 Bauglas ist ein Sammelbegriff für die im Baubereich eingesetzten Gläser. Gläser im
Baubereich finden vor allem in Form von Fenster- und Türverglasungen Verwendung und
sind in vielfältigen Formen, Farbgebungen, Eigenschaften und Oberflächenstrukturen
erhältlich.
240
nur wenigen großen Anlagen hergestellt. Es gibt zwei unterschiedliche Produktionstechniken zur Herstellung von Flachglas. Zum einen den Float-Prozess, der 1962 von
Pilkington entwickelt wurde und mit dem heute etwa 95 % des Flachglases produziert
wird. Zum anderen gibt es das Walzverfahren, mit dem heute etwa 5 % des Flachglases produziert wird. Wie die Produktion von Behälterglas ist auch die Produktion
von Flachglas sehr kapitalintensiv. Die Investitionen für den Bau einer neuen FloatAnlage (500-1000 t Tagesdurchsatz) betragen ca. 120 Mio. Euro. Die Wannenreise
beträgt üblicherweise 12-14 Jahre. Für eine danach nötige Haupterneuerung werden
Investitionen von 30-50 Mio. Euro benötigt. Der Handel und die Produktion von Flachglas erstreckt sich weltweit und wird von fünf global operierenden Konzernen dominiert.
Im Behälterglas- und Glasfasersektor ist eine vergleichbare Firmenkonzentration und
internationale Ausrichtung zu erkennen.
Im Gebrauchs- und Spezialglassektor wird eine Vielfalt an Produkten mit einem relativ
hohen Produktionswert hergestellt. Die wichtigsten Produkte sind Bildröhren für Monitore und Fernseher, Glühlampen und Leuchtstoffröhren, Borosilikatglas, keramisches
Glas, hochtemperaturfeste Wirtschaftsglaswaren und Glas für LCD-Anzeigen.
Der Sektor Glasfaser stellt Glas- und Steinwolle zur Wärmedämmung im Baubereich
und textile Glasfasern u. a. für die Textilindustrie und die Kunststoffindustrie her. Die
Produktion von Glasfaser wird wie im Flachglassektor von einigen wenigen international agierenden Konzernen beherrscht.
Wirtschaftsglas ist einer der kleineren Sektoren der Glasindustrie. Wirtschaftsglas unterscheidet sich aufgrund seiner hohen Qualität von Produkten aus der Behälterglasindustrie. Der Begriff Wirtschaftsglas umfasst solche Produkte wie Tischgeschirr, Tassen, Vasen, Trinkgläser und dekorative Glaswaren. Die Produkte gelten im Allgemeinen als Konsumgüter. Es gibt viele kleine Unternehmen, die sich auf Marktnischen
spezialisiert haben.
2.6.3.1 Allgemeine Beschreibung
Im wissenschaftlichen Sinn versteht man unter Gläsern Feststoffe, die sich im amorphen (ohne einheitliche Struktur), nichtkristallinen Zustand befinden. Im Prinzip handelt
es sich bei Glas um eine eingefrorene, unterkühlte Flüssigkeit oder Schmelze. Der
Hauptbestandteil des herkömmlichen Glases ist Siliziumdioxid (Quarzsand). Je nach
Anwendungsgebiet besteht Glas aus Gemischen von basischen Oxiden (wie z. B. Natrium-, Kalium-, Magnesium-, Calcium-, Barium- oder Zinkoxid) und sauren Oxiden
(z. B. Siliciumdioxid, Bortrioxid, Aluminiumtrioxid oder Diphosphorpentoxid). Eine typi-
241
sche Zusammensetzung von Rohstoffen für die Herstellung von Behälterglas in Gewichtsprozent ist62:
• 71-74 %Sand,
• 8-12 % Kalk,
• 13-15 % Soda oder Natronlauge sowie
• Zusatzstoffe zur Färbung, Entfärbung, Läuterung und Schmelzbeschleunigung.
Der erste Prozessschritt der Glasproduktion ist die Gemengeherstellung. Die Zugabe
von Scherben zum Gemenge erfolgt in allen der fünf Subsektoren, jedoch ist der Behälterglassektor der einzige Sektor, der aufgrund geringerer Qualitätsansprüche externe Scherben in hohem Umfang verwendet. In den übrigen Sektoren werden hauptsächlich interne Scherben, d. h. Scherben, die beim Prozess als Abfall anfallen, verwendet.
Der kontinuierlich geführte Schmelzprozess schließt sich an die Gemengebereitung an.
Bei der Behälterglasproduktion wird die Schmelzwanne in drei Bereiche eingeteilt. Im
ersten Teil findet die eigentliche Schmelze bei einer Temperatur von ca. 1.450° und
1650 °C kontinuierlich statt. Das dort geschmolzene Glas ist sehr inhomogen und voller
Blasen. Es wird im zweiten Teil der Wanne (Läuterwanne) bei einer Temperatur von
ungefähr 1.550°C homogenisiert. Im Anschluss daran gelangt das geschmolzene Glas
in die sogenannte Arbeitswanne und wird mit einer Temperatur von ca. 1.250°C zur
weiteren Verarbeitung vorgehalten. Durch das Formen wird das geschmolzene Glas in
das gewünschte Produkt verwandelt. Nachdem das Formen vollendet ist, wird das
Glasprodukt in einem Kühlerofen kontrolliert abgekühlt.
2.6.3.2 Primärenergieverbrauch: Stand und Entwicklung
Die Glasherstellung ist ein Hochtemperaturprozess (bis über 1.500 Grad) mit hohem
Energieverbrauch. Der Prozess der Glasschmelze ist dabei mit ca. 79-85 % der energieintensivste Schritt. Der Energieverbrauch zur Glasherstellung ist durch große
Schwankungen zwischen einzelnen Produktionsanlagen gekennzeichnet. In Tabelle
2.6-2 werden einige Werte aus verschiedenen Quellen zum spezifischen Energieverbrauch der einzelnen Glassektoren gegenübergestellt. Die ausgewählten Werte für
die weiteren Berechnungen sind in Tabelle 2.6-3 angegeben.
62 Siehe zur Übersicht VDI 2578 (1999).
242
Tabelle 2.6-2:
Gegenüberstellung des spezifischen Energieverbrauches in GJ/t für
die verschiedenen Sektoren der Produktion und Verarbeitung von Glas
Quelle
IPPC (2000)
Statistisches Bundesamt
(2001)*), eigene
Berechnungen
VDI 2578
(1999)
Hohlglas, Produktion und
Verarbeitung
6,6 – 9,0
9,27
Nur Wanne 3 –
(davon Gas: 5,73; Öl: 1,91;
5
Strom: 1,63)
Flachglas, Produktion
5,5 – 8,0
10,01
(davon Gas: 8,31; Öl: 0,92; Nur Wanne 6,3
Strom: 0,77)
2,13
(davon Gas: 0,64;
Öl: 0,13;
Strom: 1,36)
Flachglas, Veredelung und
Verarbeitung
Glasfaser
18 – 33
Kristall- und
Wirtschaftsglas
1,5 – 14
(davon Öl/Gas:
0,5 – 14;
Strom 1 – 6)
Gebrauchs- und
Spezialglas
12 – 15 GJ/t
*)
16,25
(davon Gas: 11,29;
Strom: 4,96)
Nur Wanne 4,3
Nur Wanne 6,7
Bei fossilen Brennstoffen wird ein kleiner Teil zur Eigenstromproduktion
verwendet – dieser ist nicht herausgerechnet worden.
Der prognostizierte Primärenergieverbrauch für eine Referenzentwicklung ist in Abbildung 2.6-3 angegeben. 48 % (50 PJ) des gesamten Energieverbrauches fällt im Jahre
2000 dabei bei der Produktion und Verarbeitung von Behälterglas an (siehe Abbildung
2.6-2). Der Anteil geht allerdings bis zum Jahre 2030 deutlich zurück, u. a. weil die
Produktion von Behälterglas als sinkend prognostiziert wird. Gemessen am Primärenergieverbrauch ist die Flachglasproduktion mit einem Anteil von 15 % (15,6 PJ) im
Jahre 2000 bzw. 19 % im Jahre 2030 der zweitwichtigste Sektor, gefolgt von der
Glasfaserproduktion.
Tabelle 2.6-3:
243
Ausgewählter spezifischer Energieverbrauch und berechneter spezifischer Primärenergieverbrauch für die verschiedenen Sektoren der
Produktion und Verarbeitung von Glas
Gewählter spezifischer Energieverbrauch1)
2000 (GJ/t)
Berechneter spezifischer Primärenergieverbrauch 2000
(GJ/t)
Behälterglas, Produktion und
Verarbeitung
7,82) (davon Gas: 4,9;
Öl: 1,21; Strom: 1,62)
11,43
6,75 (davon Gas:
5,61;
Öl: 0,09; Strom: 0,52)
8,33
Flachglas, Veredelung und Verarbeitung
2,134) (davon Gas:
0,64;
Öl: 0,13; Strom: 1,36)
4,60
Glasfaser
25,5 (davon Gas:
17,7;
Strom: 7,8)
41,30
Kristall- und Wirtschaftsglas
7,75 (davon Öl/Gas:
4,25;
Strom 3,5)
14,40
Gebrauchs- und Spezialglas
13,5 (davon Öl/Gas
6,75;
Strom: 6,75)3)
26,80
1)
2)
3)
4)
Wenn nicht anders erwähnt: Mittelwerte von IPPC (2000) und Aufteilung der
Brennstoffe nach Statistischem Bundesamt (2001).
Hohlglas umfasst Behälterglas und Wirtschaftsglaswaren. Die Werte aus der
Tabelle beziehen sich auf Hohlglas. Da der Wirtschaftsglasanteil verschwindend gering ist, wurden die Hohlglaswerte auf Behälterglas übertragen.
Eigene Abschätzung.
Werte aus Statistischem Bundesamt (2001).
244
Abbildung 2.6-2:
Primärenergieverbrauch in PJ in den Glassektoren im Jahre 2000
(Summe 104 PJ)
Behälterglas,
Verarbeitung
Produktion
1.5
12.8
15.3
50
Flachglas,
Veredelung
Verarbeitung
Glasfaser
8.6
15.6
Kristall- und WirtschaftsGebrauchs- und Spezial-
Abbildung 2.6-3:
Entwicklung des Primärenergieverbrauches im Glassektor (Produktion und Verarbeitung)
120
Summe
Primärenergieverbrauch (PJ)
100
Behälterglas, Produktion
80
Glasfaser
60
Behälterglas, Verarbeitung
40
Gebrauchs- und Spezialglas
20
Flachglas, Veredelung u.
Verarbeitung
Kristall- und Wirtschaftsglas
0
2000
2010
2020
Jahr
2030
245
Für die Abschätzung gemäß Abbildung 2.6-3 wurden die Produktionszahlen für
Behälterglas und Flachglas gemäß Tabelle 2.6-1 herangezogen. Für die anderen
Glassektoren wurde vereinfachend eine konstante Produktion unterstellt. Weiterhin
wurde für alle Bereiche eine jährliche Senkung des Primärenergieverbrauches von
0.4 % für den Zeitraum zwischen 2000 und 2010 und für die Jahre danach von 0.2 %
unterstellt63.
2.6.4 Recycling
2.6.4.1 Aufbau des Materialstocks
Die Gebrauchsdauer von Produkten aus Glas ist je nach Verwendungsbereich stark
unterschiedlich64. Bei Behälterglas sind dies wenige Wochen (bei Einwegverpackungen) bis zu mehreren Jahren (bei Mehrwegverpackungen). Nach BVGLAS (2003) sind
ca. 2 Mrd. Glasflaschen mit einem Gesamtgewicht von 1,2 Mio. t im Umlauf und eine
Glasflasche bleibt bis zu 5 Jahren im Umlauf. Somit existiert im Behälterglassektor ein
relevanter Materialstock mit einer mittleren Lebensdauer.
Abbildung 2.6-4:
Materialstock des Flachglasanfalls bei gelöschten PKW in der
Bundesrepublik Deutschland (Berechnungsmethodik siehe Kapitel
2.3)
Flachglasanfall PKW-Löschungen [t]
140000
120000
100000
80000
60000
40000
20000
0
1990
2000
2010
2020
2030
Jahr
63 In der Vergangenheit lagen die Energieeffizienzsteigerungen über den angenommenen
Werten, allerdings sind die künftigen Potenziale wohl eher beschränkt, weil viele
Maßnahmen zur rationellen Energienutzung bereits umgesetzt wurden.
64 Siehe zu den folgenden Zahlen: Hamidovic (1996)
246
Bei Kfz-Scheibenglas können 10 bis 13 Jahre als Lebensdauer angesetzt werden.
Ausgehend65 von einem Materialanteil von 2,38 Gew.-% (absolut 20,8 kg pro PKW) für
den Zeitraum 1976 bis 1980 und 3,81 Gew.-% (absolut 35,03 kg pro PKW) für den
Zeitraum 1986 bis 1990 wird mit dem im Kapitel "Energetische Bewertung von Leichtbaustrategien im Automobilbau" beschriebenen Modell der anfallende Flachglasanteil
bei Altautos berechnet. Die Menge an Flachglas, die insgesamt bei gelöschten PKW
anfällt, ist in Abbildung 2.6-4 dargestellt. Davon wurden im Jahre 2000 rund 40 % in
Form von Altautos den Verwertungsbetrieben zugeführt. 60 % wurden in Form von
Altautos bzw. Import- oder Unfallfahrzeugen ins Ausland exportiert. Bei Autoglas findet
somit ein erheblicher Aufbau eines Materialstockes bis ca. 2020 statt, der zu einem
erheblichen Teil der deutschen Volkswirtschaft durch einen Export entzogen wird (die
Bewertung des Exportes ist allerdings ganzheitlich und nicht nur unter energetischen
Gesichtspunkten vorzunehmen.
Die anderen Glassektoren werden nicht weiter behandelt. Aber auch dort hat sich ein
Materialstock aufgebaut bzw. baut sich weiter auf. So beträgt beispielweise die Lebensdauer bei Lampenglas bis zu 6 Jahre und bei Fernsehbildschirmglas 10 bis 15
Jahre.
2.6.4.2 Glasrecycling: Stand und künftige Energieeffizienzpotenziale
2.6.4.2.1
Allgemeine Ausführungen zum Glasrecycling
Glas kann grundsätzlich beliebig oft in den Glasschmelzprozess zurückgeführt und zu
neuen Produkten verarbeitet werden. Zur Schmelze von Altglas wird wesentlich weniger Energie benötigt als zur Schmelze von reinem Gemenge, da das recycelte Glas bei
niedrigeren Temperaturen schmilzt als die zur Glasherstellung erforderlichen Rohstoffe. Der Energiebedarf für die Glasschmelze verringert sich je Prozentpunkt Scherbenzugabe um ca. 0,25 – 0,3 %66. Dies führt zu signifikanten Energieeinsparungen
und Senkung der Produktionskosten.
Interner Produktionsausschuss und Produktionsausschuss bei weiterverarbeitenden
Unternehmen (Eigenscherben) wird traditionell von fast allen Glasproduzenten in den
65 Zahlen aus Püchert et al. (1994).
66 Quelle: IPPC (2000, S. 215); in Puder (1997) wird eine Bandbreite von 0,2 bis 0,5 %
je Prozent Scherbenanteil genannt und in VDI 2578 (1999) eine Bandbreite von 0,15 und
0,3 %.
247
Glasschmelzprozess zurückgeführt67. Der interne Eigenscherbenanteil schwankt in
den einzelnen Sektoren der Glasindustrie. Im Behälterglassektor liegt er ca. bei 8 %
und im Flachglassektor zwischen 5-50 %68. Der Einsatz von Altglas ist dagegen in
Abhängigkeit von den produktspezifischen Anforderungen an den Reinheitsgrad der
Altglasscherben (u. a. Anteile an Fremdstoffen, Farbqualität, chemische Zusammensetzung, Korngröße) limitiert69. Für jede Glasbranche bestehen dabei spezielle Qualitätsmerkmale für schmelzfertig aufbereitete Scherben. Auf Basis dieser Anforderungen
sowie aus verfahrenstechnischen Gründen ist entweder eine Wiederverwertung oder
eine Weiterverwertung von Altglas in anderen Glassektoren möglich (z. B. von bestimmten Flachglas beim Behälterglas oder von Behälterglas in der Bauindustrie). Die
Transportentfernungen können für die Verwertungsmöglichkeiten eine wichtige Größe
sein. Der Einsatz von eingesetzten Scherben (Fremd- und Eigenscherben) kann zwischen 20 und 95 % liegen70.
Die Entsorgungsmöglichkeiten beim Altglasrecycling stehen in einem direkten Verhältnis zur Qualität des anfallenden Altglases. Deshalb existieren Qualitätsansprüche an
die Erfassungs- und Aufbereitungswege von Altglas.
Neben der Energieeinsparung durch den Einsatz von Scherben als Sekundärrohstoff
ermöglicht die Verwendung von Scherben durch die Gemengevorwärmung zusätzlich
Energie einzusparen. Nach der konventionellen Abwärmenutzung71 ist immer noch ein
Abwärmepotenzial von ca. 350 bis 600°C vorhanden72, das zur Gemengevorwärmung
genutzt werden kann. Hierdurch werden durchschnittlich Brennstoffeinsparungen von
10 bis 20 % erreicht73. Die Gemengevorwärmung ist allerdings an einen hohen Scherbengehalt gebunden und kommt deshalb nur für die Behälterglasindustrie in Frage
(siehe zum Scherbeneinsatz in den einzelnen Glassektoren die Ausführungen in den
folgenden Kapiteln).
67 Ausnahmen sind die Glasfiberherstellung aus Qualitätsgründen und die Produktion
bestimmter Baustoffe, bei denen kein Produktions-ausschuss anfällt (IPPC (2000, S. 215)).
68 BVGLAS (2003).
69 Vgl. zu dieser und den folgenden Ausführungen UBA (2001).
70 VDI 2578 (1999).
71 In Glasschmelzöfen gibt es zwei Konzepte zur Abwärmenutzung: Zum einen die
regenerative Abwärmenutzung, die in großen Schmelz-wannen (> 250 t/d) Anwendung
findet, und zum anderen die rekuperative Abwärmenutzung.
72 Nach VDI 2578 (1999) verlassen die Abgase die Regenerativkammern i.d.R. mit einer
Temperatur von 500 bis 550 0C. Eine weitere Abwärme-nutzung erfolgt häufig mit Hilfe von
Abhitzekesseln zur Warmwasserbereitung oder Dampferzeugung.
73 Siehe IPPC (2000, S. 218). Dort werden auch einzelne Technologien beschrieben.
248
Neben der Energieeinsparung bietet das Recyceln von Scherben und Altgläsern weitere wichtige ökologische Vorteile. Durch den geringeren Energieeinsatz und die niedrigeren Ofentemperaturen werden u. a. CO2-, SO2-, NOx- und Staubemissionen vermindern. Allerdings können durch Verunreinigungen der Fremdscherben u. a. die HCl-,
HF- und Metallemissionen steigen74.
2.6.4.2.2
Recycling von Behälterglas
Für Behälterglas wurde im Jahr 1974 mit der Einrichtung eines flächendeckenden
Sammelsystems begonnen. Die Recyclingquote (gemessen am Inlandsabsatz) lag
1974 bei 7 %75. Sie ist stetig angestiegen bis auf 83 % (bzw. 87 % und 89 %) im Jahre
2000 (bzw. 2001 und 2002)76. Von der gesamten Verwertungsmenge wurden im Jahre
199977
• 88 % als Altglas an die deutsche Behälterglasindustrie geliefert,
• 11 % exportiert an die ausländische Behälterglasindustrie und
•
1 % einer alternativen Verwertung in Form von Baustoffen zugeführt.
Das Verwertungsziel aus der Verpackungsverordnung von 72 % wurde damit deutlich
übererfüllt. Altglas stellt mittlerweile die wichtigste Rohstoffkomponente dar. Ein wesentlicher Grund für die hohe Recyclingquote liegt in dem hohen wirtschaftlichen Eigeninteresse der Behälterglasindustrie78. Diese nimmt auch Flachglasscherben ab.
Begrenzter Faktor für ein Recycling sind die Qualitätsanforderungen an Scherben. In
der Behälterglasindustrie darf der Anteil an Keramik, Steinen und Porzellan (KSPFraktion) 25 g und an Nichteisenmetallen 5 g je Tonne Recyclingglas nicht überschreiten. Weiterhin sind Grenzwerte bezüglich der Gehalte an Eisenmetallen sowie an
organischen Bestandteilen (u. a. Kunststoffe und Papier) zu unterschreiten. Einen besonders hohen technischen Aufwand erfordern die Anforderungen an die Farbreinheit
der Altglasscherben. Für die Herstellung von weißem Behälterglas ist bei einer Altglasscherbenzugabe von 50 % eine Farbreinheit von 99,7 % erforderlich, um eine ausrei-
74 Siehe IPPC (2000, S. 216).
75 Diese und folgende Zahlen aus Aktionsforum Glasverpackung (2002) UBA (2000c) und
BVGLAS (2003).
76 Damit liegt sie deutlich über den EU-Durchschnittswert von 48 % (IPPC 2000, S. 216).
77 1999 betrug die Recyclingquote 81 % und die Gesamtverwertung 3,2 Mio. t bei einem
Gesamtabsatz von 3,5 Mio. t.
78 In Hamidovic (1996) findet sich eine Wirtschaftlichkeitsbetrachtung für das Recycling von
Behälterglas.
249
chende Produktqualität erzielen zu können. Der Fehlfarbenanteil im Braunglas darf die
8 %-Marke nicht überschreiten. Lediglich grünes Glas lässt einen Fehlfarbenanteil von
bis zu 15 % zu.
Vor diesem Hintergrund ist es sinnvoll, Behälterglas schon gleich an der Anfallstelle
nach Farben getrennt zu sammeln79. Ferner ist es wichtig, dass nur Behälterglas in die
Sammelcontainer gegeben wird. Besonders kritisch sind hitzebeständige Glassorten
und Keramiken wie zum Beispiel Cerankochfelder, Kochtöpfe aus Glas, Flaschen aus
Steingut und Porzellangeschirr. Scherben aus diesen Produkten haben einen wesentlich höheren Schmelzpunkt als Behälterglas und verursachen hohe Ausschussquoten
oder mindern die Sicherheit von Flaschen, die unter Druck stehen.
Die Aufbereitung von Behälterglas ist weitestgehend automatisiert. Als verfahrenstechnische Aggregate werden
• Schwingsiebe zur Klassierung,
• Windsichter/Absaughauben zum Abscheiden von Leichtstoffen,
• elektrooptische Sortierer zum Erkennen und Aussortieren mineralischer Fremd-
stoffe,
• Abscheider für metallische Fraktionen und
• Prallmühlen zur Zerkleinerung
eingesetzt.
Sortierreste und Übermengen aus dem Behälterglasrecycling können in alternativen
Einsatzbereichen (z. B. der Bauindustrie oder der Keramikindustrie) eingesetzt werden,
weil dort i.d.R. geringere Qualitätsanforderungen gestellt werden.
Durch die Wiederverwertung von den 2,8 Mio. t Altscherben im Behälterglasbereich
konnte im Jahre 2000 nach einer überschlägigen Berechnung ca. 6-7 PJ an Primärenergie eingespart werden. Unter gleichen Rahmenbedingungen für die Recyclingquote und mit den sinkenden Produktionszahlen aus 2.6-1 sowie einer unterstellten Energieeffizienzsteigerung (siehe Anmerkung unter der 2.6-3 wird die Primärenergieeinsparung im Jahre 2030 auf ca. 4 PJ sinken. Für die Primärenergieeinsparung aufgrund der
Weiterverwertung in den anderen Sektoren der Glasindustrie oder Bauindustrie kann
aufgrund fehlender Informationen zu den Verwertungswegen keine Abschätzung vorgenommen werden.
79 Im Jahre 2001 wurden über 90 % farblich getrennt eingesammelt (Quelle: schriftliche
Auskunft von Frau A. Nickel, Gesellschaft für Glas-ecycling und Abfallvermeidung mbH,
vom 13.09.2002).
250
Die Recyclingquote von 83 % im Jahre 2000 wird über das Verhältnis des Altglases,
das in die deutsche Behälterglasindustrie geliefert wird, zum gesamten Inlandsverbrauch berechnet. Die deutsche Behälterglasindustrie hat in den letzten Jahren
rund 25 % ihrer Produktion exportiert. Bezogen auf die gesamte Produktionsmenge lag
im Jahre 2001 der Scherbeneinsatz in der deutschen Behälterglasindustrie bei Braunglas bei 48 %, bei Weißglas bei 54 % und bei Grünglas bei 68 %80. Mengengewichtet
ergibt sich daraus eine Gesamtquote von 56,4 %. Technisch gesehen (und in einigen
Anlagen bereits realisiert) kann der Scherbeneinsatz noch um 10 bis 20 % gesteigert
werden81. Allerdings sind diese Wachstumspotenziale bei Braun- und Weißglas durch
die Scherbenverfügbarkeit zurzeit schwer zu erschließen. Weiterhin muss bedacht
werden,
dass
ca.
8
bis
10 %
des
Altscherbenanteils82
aufgrund
von
Qualitätsanforderungen nicht mehr für eine Wiederverwertung zur Verfügung steht. Der
Einsatz von Glasscherben im Behälterglassektor ist weiterhin dadurch limitiert, dass in
gewissen Bereichen der Behälterglasindustrie, wie in Bereichen der Pharma- und
Kosmetikglasherstellung aus Qualitätsgründen der Einsatz von Scherben nicht möglich
ist. Der Spielraum für eine weitere Verminderung des Primärenergieverbrauches durch
das Recycling von Altscherben innerhalb von Deutschland im Behälterglassektor ist
somit eher als gering einzustufen. Unterstellt man einen möglichen Anstieg der Recyclingquote um 10 %-Punkte, so könnte dadurch im Jahre 2030 zusätzlich ca. 1 PJ an
Primärenergie eingespart werden.
2.6.4.2.3
Recycling von Flachglas
Für Flachglasprodukte gelten besonders hohe Qualitätsanforderungen. So wird beim
Herstellen von PKW-Gläsern absolute Reinheit gefordert. Weiterhin ist die Zusammensetzung der Gläser hoch komplex und jeder Glashersteller hat eine andere (und in der
Regel geheime) Zusammensetzung. Die Glassorten werden in Wannen mit einem
Fassungsvermögen von bis zu 1800-2500 t Glas geschmolzen. Produktionsfehler sind
deshalb nur mit erheblichem Zeitverzug und unter hohen Kosten zu beheben. Deshalb
setzt die Flachglasindustrie überwiegend nur Eigenscherben oder in einem geringen
Umfang noch sortenreine Glasscherben aus weiterverarbeitenden Betrieben ein. Zur
Herstellung von Flachglas im Floatprozess ist aus technischen Gründen (optimale
80 Quelle: Aktionsforum Glasverpackung (2002).
81 Telefonische
Auskunft von Frau A. Nickel, Gesellschaft für Glasrecycling und
Abfallvermeidung mbH, vom 13.09.2002. Ein wesentlicher Grund liegt in der geforderten
Farbreinheit.
82 8 % Verlustquote nach Telefonauskunft von Frau A. Nickel, Gesellschaft für Glasrecycling
und Abfallvermeidung mbH, vom 13.09.2002.
251
Schmelztemperatur) ein Scherbenanteil zwischen 20 und 30 % von bereits hergestelltem Flachglas sinnvoll83. Der Eigenscherbenanteil liegt dabei in etwa bei 90 %84.
In den letzten Jahren wurden die Sammelsysteme zur Erfassung möglichst sortenreiner und fremdstoffarmer Flachglasprodukte insbesondere im weiterverarbeitenden
Gewerbe auf- und ausgebaut. 1998 wurden schätzungsweise 60 % des Altglases einer
Verwertung zugeführt (siehe Tabelle 2.6-4). Altglas, das nicht den vorgegebenen Anforderungen an den Reinheitsgrad entspricht, muss einem Aufbereitungsprozess unterzogen werden. Hierfür stehen nach Witte (2001) 11 Aufbereitungsanlagen zur Verfügung, während nach Schwald (2002) 13 Anlagen existieren. Für Altglasfraktionen, die
sich aus Qualitätsgründen nicht für die Floatglasherstellung eignen85, bestehen Weiterverwertungsoptionen u. a. bei der Herstellung von Behälterglas, Glasfaserdämmstoffen, Schaumglasprodukten, Glassand und Glassplit. Es liegt nur wenig belastbares
Datenmaterial über die Mengenströme in die einzelnen Verwertungswege vor. Nach
Witte (2002) werden von den Flachglasströmen des Verwertungsunternehmens Reiling, das ca. einen Marktanteil von 30 % am Flachglasrecycling abdeckt, ca. 5 % an die
Flachglasindustrie geliefert und der verbleibende Anteil an die Behälterglas- oder Bauindustrie abgegeben. Auch die empirische Erhebung von Schwald (2002) gibt Hinweise
darauf, dass das recycelte Flachglas eher weiter- als wiederverwertet wird. Ein 5 %iger
Einsatz von Altscherben ergibt überschlägig eine Primärenergieeinsparung von 0,3 PJ.
Ein deutlich höherer Altglasanteil ist realisierbar unter der Voraussetzung, dass die
Gläser im Vorfeld sauber getrennt, Recyclingverfahren zur Verfügung stehen und die
Qualitätsanforderungen beim Recycling eingehalten werden86. Die Trennung von Glasgrundstoffen und Zusatzstoffen (Kunststoffe, Farbpigmente, Metalle, Folien etc.) ist
dabei eine der Herausforderungen. Nach BVGLAS (2003) wird als realisierbares
Potenzial
eine
Verdopplung
des
heutigen
Fremdscherbenanteils
in
der
Flachglasproduktion auf 5-6 % als realisierbar angesehen, wobei dies jedoch stark von
den jeweiligen Gegebenheiten abhängt.
83 Siehe zu dieser und den folgenden Zahlen Hurrle et al. (1999); Hamodivic (1997, S. 89);
Witte (2001).
84 BVGLAS (2003).
85 Nach Puder (1997) können Gussgläser (u. a. Ornamentglas, Profilglas, Drahtglas,
Drahtornamentglas), Verbundsicherheitsglas (Bau und Fahrzeugglas), Isoliergläser und
Spezialgläser (wie Brüstungen und Brandschutzgläser) aufgrund ihrer chemischen
Zusammensetzung oder Verunreinigungen mit glasfremden Stoffen nicht zur
Flachglasherstellung über Floatglaswannen eingesetzt werden.
86 Nach BVGLAS (2003) ist die mangelnde Qualität bei den Recyclingunternehmen ein
wesentlicher Hinderungsgrund
Flachglasproduktion.
für
die
Erhöhung
des
Scherbeneinsatz
in
der
252
Ein Grund dafür, dass die Recyclingquoten und insbesondere eine Wiederverwertung
bisher im Vergleich zur Behälterglasproduktion geringer sind, liegt in dem verhältnismäßig hohen Demontageaufwand für Bau- und Autoglas. Weiterhin bestehen für das
Herauslösen organischer Verschmutzungen und unterschiedlichster Metalle, Farbpigmenten, Folien, Kittresten etc. nur eingeschränkt technisch und wirtschaftlich akzeptable Lösungen, die die Qualitätsanforderungen der Flachglashersteller erfüllen87.
Der überwiegende Teil des im Rahmen der Autoverschrottung anfallenden Altglaspotenzials wird zusammen mit der beim Shreddern anfallenden Leichtstofffraktion entsorgt. Der größte Teil der Shredderleichtfraktion wird auf (Hausmüll-) Deponien gelagert. Jährlich fallen ca. 450.000 t Shredderleichtmüll an88. Adäquate Recyclingverfahren für die Shredderleichtfraktionen stehen noch nicht im entsprechenden Umfang zur
Verfügung. Erste Pilotanlagen wurden entwickelt und erprobt. Je nach Verfahren ist es
möglich, anfallende Teile des Glases zurückzugewinnen und einem Recycling zuzuführen89.
Das Bauglas wird auch über die mineralische Fraktion entsorgt, u. a. deshalb, weil
diese Beseitigung aufgrund der vergleichsweise geringen Deponiegebühren der wirtschaftlichste ist, bzw. es wird einer Verwertung als Zuschlagsstoff in der Bauindustrie
(z. B. im Straßenbau) zugeführt90.
Tabelle 2.6-4:
Geschätzter Gesamtmarkt zu recycelnder Flachglasmengen in
Deutschland im Jahre 1998 in t
Herkunft
Bauglas
Anfall
400.000
davon Ersatzverglasung
280.000
20.000
Fahrzeugglas
95.000
davon Altfahrzeuge
Summe
Recycelt
70 %
15.000
20.000
75.000
495.000
% des recycelten Materials
gemessen am Anfall
75 %
21 %
5.000
300.000
7%
60 %
Quelle: Witte 2001, S. 4
87 Siehe
z. B. Binz et al. (1996) zur Problematik der Verunreinigungen bei der
Wiederverwertung von Fensterglas oder in Hamidovic (1997) mit dem Überblick über alle
Sektoren.
88 Siehe Hurrle et al. (1999).
89 Zur Verfahrensbeschreibung siehe Paßvoß (2000).
90 Siehe Hamidovic (1997) und Binz et al. (1996).
253
Wie die vorangestellten Ausführungen gezeigt haben, ist die Ausdehnung des Altglaseinsatzes im Flachglassektor im Wesentlichen durch die Qualität der Altglasscherben
limitiert. Weiterhin zu berücksichtigen, dass auch aufgrund der Produktvielfalt vergleichbare Recyclingquote an Altscherbeneinsatz wie in der Behälterglasindustrie
wahrscheinlich nicht erreicht werden können. Unterstellt man deshalb einen Scherbeneinsatz von Altscherben (Fremdscherben) von 20 bis 30 %, so könnten ca. 1 bis 1,5 PJ
an Primärenergie in der Flachglasproduktion eingespart werden. Dagegen zu rechnen
ist allerdings die heute erzielte Primärenergiereduzierung durch die Weiterverwertung
in den anderen Sektoren, die aufgrund der angesprochenen fehlenden Mengenströme
nicht zu beziffern ist.
2.6.4.2.4
Recycling in ausgewählten anderen Bereichen
Im Spezialglassektor ist die Herstellung von Bildröhrenglas zur Herstellung von Monitoren und Fernsehbildröhren ein sehr wichtiges Produktfeld. Farbbildröhren bestehen
aus vier verschiedenen Glassorten: Schirmglas, Konusglas, Röhrenhalsglas und Glasfritte. Aufgrund der Mengen kommen insbesondere Schirm- und Konusglas für ein Recycling in Frage.
Bei Recycling von Bildröhrenglas treten eine Reihe an Problemen auf, die bisher nicht
oder nur ansatzweise gelöst wurden91. Dies betrifft sowohl die bleihaltigen Glassorten
(Konus-, Halsglas, Glasfritte) als auch das bariumhaltige Schirmglas. Aufgrund der
hohen Qualitätsanforderungen an die aufbereiteten Altglasscherben, der Rezepturenvielfalt und den weitgehend fehlenden Demontage- und Aufbereitungswege sind auch
die in die Bildröhrenglasproduktion zurückgeführten Altglasmengen noch sehr gering.
Bei einem geschätzten Altglasaufkommen von ca. 30.000 bis 50.000 t wurden im Jahr
1999 ca. 2.000 t zur Herstellung von Konusglas eingesetzt92. Nach BVGLAS (2003)
hat die Firma Schott allerdings im Jahre 2002 schon 21 000 t recycelt. Durch eine
Standardisierung der Glasrezepturen, verbesserter Aufbereitung, der Bereitstellung
homogener Altglasmengen und entsprechender rechtlicher Rahmenbedingungen kann
der Einsatz von Altglas in diesem Bereich weiter deutlich gesteigert werden. So hat
beispielweise die Firma Schott als Zielsetzung bis zum Jahre 2005 50 % der Schmelzkapazitäten für Konusglas und mindestens 20 % der Schmelzkapazität für Schirmglas
durch Recyclat abzudecken93. Neben den Effekten einer Energieeinsparung ist dabei
91 Siehe zu den Ausführungen über Bildröhrenglas UBA (2000) und Puder (1997).
92 UBA (2000).
93 Siehe Döring (2002).
254
insbesondere zu erwähnen, dass hierdurch der Eintrag von Blei in Deponien oder
durch ein Downcycling wesentlich verringert werden könnte.
Bisher übliche Verwertungs- bzw. Entsorgungswege für Bildröhren sind der Export, das
Downcycling, die Deponie und Bergversatz94. Bei einer Verwertungsmaßnahme außerhalb der Bildröhrenproduktion ist insbesondere aufgrund der hohen Bleigehalte im Konusglas darauf zu achten, dass eine diffuse Verteilung von Schwermetallen in Produkte
und eine Kontamination von normalerweise schwermetallfreien Produkten durch Bildröhrenglas vermieden wird, da eine Beeinträchtigung des Allgemeinwohls sowohl bei
der Verwendung des Produktes (Verwendungsrisiko) als auch bei der Entsorgung der
Produkte nach Abschluss der Verwendung (Entsorgungsrisiko) grundsätzlich nicht
ausgeschlossen werden kann. Der hohe Bleigehalt verhindert deshalb auch den sinnvollen Einsatz in der Flachglas- und Behälterglasindustrie95.
Im Lampenbereich ist die Leuchtstofflampe mit einem Marktanteil von 56 % die Hauptlichtquelle, gefolgt von Energiesparlampen (39 % Marktanteil) und Hochdruckentladungslampen (5 % Marktanteil)96. Die in der Arbeitsgemeinschaft Lampen-Verwertung
(AGLV 2001) zusammengefassten Verwertungsbetriebe haben im Jahre 2000 ca.
26000 Entladungslampen97 entsorgt, bei einer Verkaufszahl von ca. 100 Mio. Entladungslampen pro Jahr98. Puder (1997) weist aus, dass ca. 50 Mio. Entladungslampen
getrennt entsorgt werden. Die Umweltrelevanz liegt im Quecksilbergehalt der Entladungslampen. Ein Schließen des Stoffkreislaufes bei Lampen ist technisch möglich. In
AGLV (2001) werden verschiedene Recyclingverfahren vorgestellt, die den Einsatz des
Altglases in der Lampenindustrie zur Produktion neuer Lampen ermöglichen.
Glasfaser können mit einem Altglasanteil von bis zu 80 % hergestellt werden.99
Recyclingmöglichkeiten für reine Glasfasern bestehen in der Rückführung in
den
Schmelzofen, der Weiterverarbeitung zu Glaswolleflocken und der rohstofflichen Nutzung in der Zementindustrie. 100
94 Siehe Behrendt (2002).
95 In Puder (1997) werden die einzelnen Verwertungswege für Bildröhren ausführlich dargelegt
und diskutiert.
96 Siehe AGLV (2001).
97 Siehe AGLV (2001).
98 Siehe Puder (1997).
99 Vgl. ISOVER (1999)
100 Vgl. ISOVER (1999)
255
2.6.5 Materialsubstitution
2.6.5.1 Materialsubstitution bei Getränkeverpackungen
2.6.5.1.1
Auswertung verschiedener Studien zur ökobilanziellen
Bewertung
Der Behälterglassektor beliefert zu etwa 70 % die Getränkeindustrie. Deshalb sind
Fragen der Primärenergieeinsparungen durch Materialsubstitution gerade für die Getränkeverpackungen von großem Interesse. Die folgenden Ausführungen beziehen
sich aber nicht nur auf den Glassektor, sondern sie beziehen sich auf alle Arten von
Getränkeverpackung (Glas, PET, Aluminiumdosen etc.).
Zur Abschätzung des Energieeinsparpotenzials wird dabei auf verschiedene Studien
zur Ökobilanzierung von Getränkeverpackungen zurückgegriffen. Berücksichtigt werden hierbei die Ökobilanzen des Umweltbundesamtes aus dem Jahre 1995 und 2000
(vgl. UBA (1995) und UBA (2000a); (2000b), eine Studie im Auftrag der Landesregierung Rheinland-Pfalz aus dem Jahre 2000 (vgl. BASF et al. (2000)) und eine Studie
der Danish Environmental Protection Agency aus dem Jahre 1998 (vgl. DEPA (1998)).
In den untersuchten Energiebilanzen wird der Lebensweg von der Wiege bis zur Bahre
betrachtet, das heißt, es werden alle signifikanten Energieaufwendungen für die Behälter und ihre Transportverpackungen von der Grundstoffproduktion bis zum Recycling beziehungsweise der Entsorgung, inklusive aller Transporte, erfasst. Ausdrücklich
nicht bilanziert werden Energieaufwendungen beim Endkunden zum Beispiel durch
Transporte zwischen Einkaufsstätte und Wohnung.
Bei dem Auswerten und Gegenüberstellen der Studienergebnisse ist zu beachten,
dass die Studien
• sich zum Teil auf unterschiedliche Verpackungen (u. a. vom Verpackungsmaterial
und Füllvolumen) beziehen und
• der Primärenergieverbrauch zum Teil nicht direkt angegeben wird und somit berech-
net werden muss.
Für verschiedene Milchverpackungen mit einem Füllvolumen von einem Liter hat die
Studie für das Umweltbundesamt aus dem Jahre 1995 (vgl. UBA 1995) ergeben, dass
es keine signifikanten Unterschiede im Primärenergieverbrauch gibt (siehe Tabelle 2.65). Die Vorteile der leichteren Verpackungen im Transportbereich bei Verbundkartonund Schlauchbeutelverpackungen wiegen sich mit den im Vergleich zur Mehrwegflasche spezifisch höheren Energieaufwendungen für die Behälterproduktion auf. Die
fossilen Energieträger werden in der UBA-Studie zu Rohöläquivalenten aggregiert,
wobei in die Bewertung die unterschiedlichen statistischen Reichweiten der Energiere-
256
serven durch einen nach folgender Formel errechneten Rohöläquivalenzfaktor einbezogen werden:
R ÄQ , Rohstoff =
RÄQ = Rohöläquivalenzfaktor
Rstat , Rohöl ⋅ H u , Rohstoff
Rstat , Rohstoff ⋅ H u , Rohöl
Rstat = Statistische Reichweite
Hu = unterer Heizwert
Da dieser Schritt einen rein energetischen Vergleich des Primärenergieverbrauchs
verhindert, wird auf die Massenangaben zum Energieträgerverbrauch zurückgegriffen.
Diese werden mit Hilfe der angegebenen unteren Heizwerte (vgl. UBA 1995, S. A8) in
Energieeinheiten umgerechnet und dann primärenergetisch bewertet.
Tabelle 2.6-5:
Vergleich des Primärenergiebedarfs und der Rohöläquivalente für
Milchverpackungen
1-Liter-Verpackung
Mehrweg-Glasflasche
Primärenergiebedarf
in MJ1)
UBA Rohöläquivalente2)
1.065
13,35
979
16,53
Verbundkarton
"Giebel"
1.059
18,18
Schlauchbeutel
974
19,46
Verbundkarton "Block"
Bezugsgröße: Verpackung von 1.000 Liter Füllgut
1)
eigene Berechnung
2)
vgl. UBA 1995, S. B6
In der selben UBA-Studie wurden auch Ökobilanzen für Bierverpackungen erstellt. Die
im Rahmen der Studie zu Milchverpackungen angewendete Methodik kam auch in
diesem Bereich zum Einsatz. Die folgende Tabelle zeigt die Ergebnisse.
Tabelle 2.6-6:
Vergleich des Primärenergiebedarfs und der Rohöläquivalente für
Bierverpackungen
0,5-Liter-Verpackung Primärenergiebedarf
in MJ 1)
Mehrweg-Glasflasche
UBA Rohöläquivalente2)
863
13,04
Einweg-Glasflasche
4.079
62,33
Aluminiumdose
3.638
41,75
Weißblechdose
3.746
35,9
1)
eigene Berechnung
2)
vgl. UBA 1995, S. B6ff
257
In diesem Fall ergibt sich eine klare Überlegenheit der Mehrweg-Glasflasche gegenüber Einwegverpackungen, da der Reinigungsprozess der Mehrwegflaschen weniger
Energie benötigt als die Herstellung der Einwegbehälter aus Glas, Stahl oder Aluminium. Im Vergleich zwischen Aluminiumdose und Weißblechdose weist die Aluminiumdose einen etwas geringeren Primärenergiebedarf aus, der jedoch anhand der gegebenen Unsicherheiten bei diesem Vergleich keine eindeutige Überlegenheit darstellt101. Die Ergebnisse der Studie im Bereich der Umweltwirkungsbilanz ergeben ein
uneinheitliches Bild, bei dem jedoch in den meisten Kategorien die Mehrweg-Glasflasche aufgrund des niedrigeren Primärenergieverbrauchs zu geringeren Umweltbelastungen führt (vgl. UBA (1995, S. B14)).
Ökobilanzen für Getränkeverpackungen im Markt für Mineralwasser finden sich in mehreren Studien. In der Studie "Ökoeffizienzanalyse nach BASF" wird der Primärenergieverbrauch einschließlich einer energetischen Gutschrift für Recycling für Mineralwasserverpackungen von 1000 l Füllgut direkt angegeben. Folgende Tabelle zeigt die
Ergebnisse dieser Studie.
Tabelle 2.6-7:
Vergleich des Primärenergiebedarfs für Getränkeverpackungen nach
BASF
Verpackung
1 Liter PET Mehrweg, Typ "GG"
Convenience-Markt
513 MJ
0,5 Liter PET Einweg, Tray
4.825 MJ
1,5 Liter Einweg,
bepfandet
1.248 MJ
0,5 Liter PET Einweg, Folie
4.869 MJ
0,7 Liter Glas Mehrweg
1.138 MJ
0,33 Liter Glas Einweg
5.627 MJ
1 Liter PET Einweg
3.234 MJ
1,5 Liter PET Einweg
2.522 MJ
0,33 Liter
Aluminiumdose
4.204 MJ
Quelle: BASF et al. (2000, S. 22)
101Die vom Umweltbundesamt verwendete Methode der Rohöläquivalente kommt im Bereich
der Dosen zu einer umgekehrten Aussage. Dies ist auf einen relativ hohen Einsatz von
Steinkohle bei der Weißblechproduktion zurückzuführen, der bei der verwendeten
Gewichtung über Reservereichweiten sehr niedrig bewertet wird (vgl. UBA (1995, S.
B12ff.)).
258
Es ergibt sich eine klare Überlegenheit der Mehrwegverpackungen gegenüber den
Einwegverpackungen. Den deutlich niedrigsten Energieaufwand weist die PET-Mehrwegflasche mit 513 MJ auf. Im Vergleich zur Glasmehrwegflasche profitiert die PETMehrwegflasche dabei von relativ hohen Gutschriften für das Materialrecycling (vgl.
BASF et al. 2000, S. 20). Weitere Gründe für dieses Ergebnis sind der höhere Energieaufwand für die Distribution der Glasflaschen und der hohe Reinigungsaufwand für
die Mehrwegflaschen aus Glas, da bei Glasflaschen alle Flaschen gereinigt werden,
während beim PET-System zu stark verunreinigte Flaschen aussortiert werden und
somit der Reinigungsprozess einfacher gestaltet werden kann. In der anschließenden
Untersuchung der ökologischen Wirkungen weist die PET-Mehrwegflasche in den
meisten Kategorien ebenfalls die niedrigsten Werte auf (vgl. BASF et al. (2000,
S. 22ff.)). Die Studie (DEPA (1998)) kommt in den wesentlichen Punkten zu ähnlichen
Ergebnissen für Dänemark (siehe Tabelle 2.6-8).
Tabelle 2.6-8:
Vergleich des Primärenergiebedarfs für Getränkeverpackungen nach
DEPA (1998)
Typ
Volumen in
Liter
System
Gewicht in
Gramm
Primärenergiebedarf in
MJ
Glas
0,33
MW
300
2.271
Glas
0,25
MW
240
2.526
Glas, grün
0,33
EW
145
4.897
Glas, transp.
0,33
EW
145
4.374
Aluminium
0,33
EW
14,45
4.135
Aluminium
0,5
EW
18,5
3.331
Weißblech
0,33
EW
28,16
5.000
Weißblech
0,5
EW
40,2
4.141
PET
0,5
MW
53
1.319
PET
1,5
MW
105
997
PET
0,5
EW
28
5.066
PET
1,5
EW
42
2.873
Als wesentliche Aussage lässt sich festhalten, dass PET-Mehrwegsysteme im Vergleich mit den Einwegsystemen einen niedrigeren Primärenergieaufwand aufweisen.
Ein weiterer Trend ist, dass Verpackungen mit größerem Volumen aufgrund des besseren Verhältnisses zwischen Verpackungsmaterial und eingesetztem Füllgut besser
abschneiden als vergleichbare Flaschen mit kleinerem Volumen. Im Vergleich zwischen Aluminiumdosen und Weißblechdosen ist die Aluminiumdose etwas günstiger.
Grund hierfür ist die Tatsache, dass der Deckel von Weißblechdosen aus Primäralumi-
259
nium gefertigt ist und beim Recycling der Weißblechdosen nicht wieder zurückgewonnen wird. Ein direkter Vergleich zwischen Glas-Mehrwegsystemen und PET-Mehrwegsystemen ist auf Basis dieser Daten nicht möglich, da die Volumina unterschiedlich
sind.
Die Studie "Ökobilanz für Getränkeverpackungen II" (vgl. UBA (2000a)) vergleicht verschiedene Verpackungen aus den Bereichen Mineralwasser, Erfrischungsgetränke und
Saft. Die Studie weist in der Druckversion Endergebnisse zum Primärenergieverbrauch
nur in den im Abschnitt Milchverpackungen schon erläuterten Rohöläquivalenten aus
(vgl. UBA (2000a, S. 172ff.)). In den Hintergrunddaten zur Studie wird jedoch auch der
kumulierte Energieaufwand (KEA) für die untersuchten Flaschen ausgewiesen. Auf
Basis des KEA ergibt sich eine leichte Überlegenheit der PET-Mehrwegflaschen gegenüber den Glasmehrwegflaschen. Bei Berücksichtigung von Recycling-Gutschriften
wird der Vorsprung der PET-Mehrwegflaschen größer. Im Bereich der Saftverpackungen weist die 1l Mehrwegglasflasche den niedrigsten Primärenergieverbrauch auf. Der
Verbundkarton weist im Bereich Wein einen etwas niedrigeren Primärenergieaufwand
auf als die Mehrwegflasche. Bei den kleineren Verpackungsgrößen setzt sich die
Mehrweg-Glasflasche gegen die Einweg-Glasflasche und die Aluminium- und Weißblechdosen durch. Die in der Druckversion verwendete Gewichtung des Primärenergieverbrauchs mit Rohöläquivalenten führt zu ähnlichen Ergebnissen. Insgesamt erhält
der Verbundkarton aufgrund des höheren Anteils regenerativer Energien durch diese
Gewichtung eine etwas bessere Position.
2.6.5.1.2
Abschätzung des Energieeinsparpotenzials
Die Abschätzung des Energieeinsparpotenzials erfolgt auf Basis der von der Gesellschaft für Verpackungsmarktforschung veröffentlichten Marktdaten für den Zeitraum
von April 2000 bis Mai 2001 (vgl. GVM (2002)). Diese Daten weisen Verbrauchszahlen
für die wichtigsten Marktsegmente aufgeteilt in verschiedene Verpackungskategorien
aus. Für die Abschätzung des Energieverbrauchs wurde für jede Verpackungskategorie eine Referenzverpackung ausgewählt, die entweder typisch für das betreffende
Segment ist oder im Volumen einen Mittelwert der angebotenen Flaschen darstellt
(siehe Tabelle 2.6-9). Der errechnete Primärenergieverbrauch für diese Referenzverpackungen wurde aus den verschiedenen Studien entnommen, ein Großteil der Daten
stammt jedoch aus dem Hintergrundmaterial zu der Studie "Ökobilanzen für Getränkeverpackungen II" (vgl. UBA (2000a).
Aufgrund der Heterogenität der Datenquellen sowie der Wahl einer Referenzverpackung sind die folgenden Ergebnisse nur als überschlägige Abschätzung des Primärenergieverbrauchs im Bereich Getränkeverpackungen anzusehen. Der Sektor Milch-
260
verpackungen wird bei dieser Abschätzung nicht betrachtet, da die Analyse der Ökobilanz für Milchverpackungen keine nennenswerten Einsparpotenziale ergeben hat. Für
alle anderen Marktsegmente ergibt sich ein aggregierter Primärenergieverbrauch von
ca. 77 PJ (siehe Tabelle 2.6-9) inklusive aller Recycling-Gutschriften.
Zur Bestimmung der energetischen Einsparpotenziale beim heutigen Stand der Technik und den verwendeten Verpackungsarten in den einzelnen Bereichen wird in einem
ersten Einsparszenario (Einsparszenario I) in allen Bereichen die aus energetischen
Gesichtspunkten jeweilig günstigste Glasverpackung gewählt mit den Ausnahmen, wo
Glasverpackungen nicht die energetisch günstigste Wahl darstellen. In diesen Ausnahmefällen wird auf eine Substitution verzichtet. Die Ergebnisse zeigen, dass mit einer solchen Strategie ca. 31 PJ an Primärenergie eingespart werden können (siehe
Tabelle 2.6-9). Dies entspricht ca. 40 % des gesamten Primärenergieverbrauches bei
den Getränkeverpackungen. Die relevantesten Einsparpotenziale liegen u. a. darin, die
Aluminiumdose im Bierbereich und auch im Limonadenbereich zu substituieren sowie
oftmals von Einweg (EW) auf Mehrweg (MW) umzusteigen.
Für eine Abschätzung des maximalen Energieeinsparpotenzials wurde in einem zweiten Szenario (Einsparszenario II) in jedem Marktsegment die gesamte Abfüllmenge auf
die jeweils energetisch vorteilhafteste Verpackung übertragen, ohne beispielsweise
Einschränkungen bezüglich des Verbraucherakzeptanz oder Einschränkungen aufgrund einer Beeinflussung der Produktqualität aufgrund des Verpackungsmaterials zu
berücksichtigen. In diesem Szenario ergab sich ein errechneter Primärenergiebedarf
von ca. 39 PJ (siehe Tabelle 2.6-9). Verglichen am gesamten Primärenergieeinsatz in
Deutschland sind dies 0,3 %.
In den Marktsegmenten Mineralwasser, CO2-haltige Erfrischungsgetränke, Saft und
Bier sind Mehrweglösungen den Einweglösungen aus energetischer Sicht vorzuziehen,
wobei allerdings der Verbundkarton im Marktsegment Wein eine Ausnahme darstellt
(siehe Tabelle 2.6-9). Unter Berücksichtigung von energetischen Gutschriften für Recycling weisen dabei PET-Mehrwegflaschen einen geringeren Primärenergieverbrauch
aus, als die derzeitigen Mehrwegflaschen aus Glas. Im Bereich Verpackungen für Wein
weist der Verbundkarton den niedrigsten Primärenergieverbrauch auf.
Neben den energetischen Eigenschaften der Getränkeverpackungen spielen jedoch
auch andere Effekte wie z. B. die Reifung des Weins in Glasflaschen oder die Verbraucherakzeptanz eine Rolle. Insofern ist das angegebene Einsparpotenzial als Abschätzung des aus heutiger Sicht technisch Möglichen zu verstehen.
Tabelle 2.6-9:
261
Berechnung des Primärenergieverbrauchs im Getränkeverpackungsbereich und der theoretischen Einsparpotenziale
Referenzverpackungstyp
Spezifische
Verbrauch
Primärenergie
(Mio. l)
(in MJ für 1000 l)
Primärenergieverbrauch (TJ)
ReferenzSzenario
EinsparSzenario I
EinsparSzenario II
Mineralwasser
0,7 l
Glas
MW
1.276
9.618
1l
PET
MW
844
1l
Glas
EW
0,33 l
Aluminiumdose
EW
1l
Verbundkarton
EW
2.258
1l
PET
EW
3.234
Glas
MW
1.362
1.803
102)
12.273
14.964
0
166
140
140
10.038
4.163
447
1.861
0
0
6.014
13
78
0
0
118
266
0
0
1.531
4.951
0
0
2.456
7.223
7.223
Saft
1l
x
x
x
x
x
x
x
x
1l
Glas
EW
3.472
797
2.767
0
0
0,33 l
Aluminiumdose
EW
6.014
16
99
0
0
1l
Verbundkarton
EW
2.176
2.614
5.688
0
0
1l
PET
EW
3.234
73
236
0
0
0,7 l
Glas
MW
1.276
5.293
6.754
10.371
0
1l
PET
MW
844
2.751
2.322
2.322
9.182
1l
Glas
EW
4.163
410
1.707
0
0
Limonade
0,33 l
Aluminiumdose
EW
6.014
973
5.852
0
0
1l
Verbundkarton
EW
x
x
x
x
x
1l
PET
EW
3.234
1.452
4.696
0
0
0,5 l
Glas
MW
863
6.375
5.502
7.604
7.604
x
x
x
x
x
x
x
x
0,33 l
Glas, grün
EW
4.897
300
1.469
0
0
0,33 l
Aluminiumdose
EW
6.014
2.134
12.834
0
0
1l
Verbundkarton
EW
x
x
x
x
x
0,5l
PET
EW
5066
2
10
0
0
Bier
Wein
1l
Glas, grün
MW
2.403
414
995
3.633
0
1l
Glas
EW
3.692
1.085
4.006
0
0
0,33 l
Aluminiumdose
EW
6.014
13
78
0
0
1l
Verbundkarton
EW
2.286
85
194
194
3.651
1l
PET
EW
x
x
x
x
x
Summe:
77.230
46.450
37.690
102Aufteilung der Verbrauchsdaten für Mineralwasser (vgl. GVM (2002)) erfolgte im
Mehrwegbereich nach den Marktanteilen von 1997 (vgl. Forum PET (2002)).
262
2.6.5.2 Materialsubstitution in ausgewählten anderen
Anwendungsbereichen
Aufgrund des hohen Primärenergieverbrauchs (vgl. Tabelle 2.6-2 ) bei der Produktion
von Glasfasern als Dämmstoffe stellt sich die Frage, ob in diesem Bereich Primäreinsparpotenziale durch Materialsubstitution realisiert werden können. Als Alternativen
stehen Dämmstoffe aus Polyurethan, Polystyrol, Perlite, Schaumglas und Dämmstoffe
aus natürlichen Rohstoffen zur Verfügung. Die Literaturangaben zum Primärenergieaufwand zur Herstellung einzelner Dämmstoffe schwanken jedoch sehr stark. In der
Tabelle 2.6-10 ist der Primärenergieaufwand für die Herstellung einiger Dämmstoffe
angegeben.
Tabelle2.6-10: Primärenergieverbrauch zur Herstellung ausgewählter Dämmstoffe
(Quelle FH Deggendorf (2001))
Dämmstoffgruppe
Wärmeleitfähigkeit
Primärenergieinhalt
W /mk
KWh / m³
Glasfaser
0,035-0,05
330-395
Gesteinsfaser
0,035-0,040
270-280
Polyurethan PUR
0,025-0,035
900-1600
Polystyrol
0,035-0,04
540-760
Polystyrol XPS
0,035-0,04
800-1300
Schaumglas
0,045-0,060
750-2000
Cellulosefaser
0,040-0,045
60-150
Holzfaser
0,045-0,055
800-1500
Schafwolle
0,040-0,045
30
Bei Betrachtung des Primärenergieaufwandes für die Herstellung scheint eine Substitution von Glasfaser durch Polyurethan oder Polystyrol wenig sinnvoll. Unklar ist jedoch
wie sich die Einbeziehung energetischer Gutschriften für Recycling oder die energetische Verwertung auf die dargestellte Bilanz auswirken. Eine Substitution von Glasfasern durch Dämmstoffe aus natürlichen Rohstoffen wie z. B. Cellulosefasern oder
Schafwolle ist aus energetischer Sicht auf Basis der dargestellten Daten vorteilhaft. Es
ist jedoch zu beachten, dass aufgrund unterschiedlicher Anforderungen an Dämmstoffe
z. B. in den Bereichen Brandschutz, Dampfdiffusion und Haltbarkeit Grenzen in der
Substituierbarkeit bestehen. Für eine verlässliche Abschätzung des Energieeinsparpotenzials wäre eine Differenzierung der Einsatzmöglichkeiten und eine Ausdehnung
der energetischen Betrachtung auf den gesamten Lebenszyklus der eingesetzten
Stoffe notwendig.
263
Die Problematik, dass umfassende Lebenszyklusbetrachtungen auch notwendig wären, stellt sich auch bei der Frage der Substitution von Kathodenstrahlbildschirmen
durch LCD-Bildschirme. Nach Projektionen aus Cremer et al. (2002) können unter der
Annahme, dass bis zum Jahr 2005 10 Millionen Geräte und bis 2010 20 Millionen
Fernseher mit Kathodenstrahlbildschirmen durch LCD-Geräte mehr ausgetauscht werden, im Jahr 2005 rund 10 PJ und im Jahr 2010 rund 30 PJ an Primärenergie durch
den geringeren elektrischer Energieverbrauch beim Betrieb der Geräte eingespart werden.
Die Beispiele zur Materialsubstitution führen zu der Vermutung, dass eine unter primärenergetischen Gesichtspunkten optimierte Materialwahl erhebliche Energieeinsparpotenziale aufweisen, die über das Potenzial durch ein Materialrecycling hinausgehen können. Hier sind allerdings vertiefende Untersuchungen notwendig.
2.6.6 Konstruktive Maßnahmen
2.6.6.1 Einleitung
Aus Zeit- und Kapazitätsgründen beschränken sich die folgende Ausführungen auf den
geringeren spezifischen Materialbedarf bei Getränkeverpackungen. Umfassende Studien zu diesem Themenkomplex für die gesamte Glasindustrie fehlen bisher und sollten im Fokus weiterer Forschungsarbeiten stehen.
2.6.6.2 Geringerer spezifischer Materialbedarf bei Getränkeverpackungen
In den letzten 40 Jahren (1955-1998) hat sich das durchschnittliche Gewicht von Hohlglas-Produkten um 44 % reduziert. Nach Angaben des Bundesverbands Glas sank das
Gewicht einer Drittelliter-Bierflasche zum Beispiel in diesem Zeitraum von 360 g auf
125 g, das Gewicht einer Mineralwasserflasche sank zwischen 1970 und 2000 um
275 g auf jetzt 295 g. Die hauptsächliche Gewichtsreduzierung wurde in den letzten 10
bis 15 Jahren aufgrund neuer Technologien wie zum Beispiel der Beschichtungstechnologie (Leichtglas) erzielt. Einsparpotenziale sieht der Verband bei Softdrinks und
manchen Bierflaschen, allerdings ist Leichtglas noch teurer als herkömmliches Glas.
Für die nahe Zukunft werden vom Verband keine größeren Gewichtsreduzierungen
erwartet.
Bei künftigen Gewichtsreduzierungen für Getränkeverpackungen aus Glas zeigen sich
im Wesentlichen zwei Trends. Eine Entwicklung besteht darin, durch einen dünneren
Flaschenboden und fließendere Formgebung geringere Wandstärken zu erreichen. Im
Bereich der 1-Liter-Einweg-Glasflasche ist somit eine Reduzierung des Gesamtge-
264
wichts von derzeit ca. 400 g auf bis zu 290 g denkbar (vgl. Saint-Gobain Oberland AG
2002). Eine weitere Möglichkeit zur Gewichtsreduzierung besteht darin, die Flaschenaußenseite mit Polymeren zu beschichten. Auf diese Weise kann die Bruchfestigkeit
der Flasche erhöht und somit die eingesetzte Glasmenge reduziert werden. Auf dem
Markt werden zurzeit schon beschichtete Glasflaschen mit einem Gewicht von 330 g
angeboten (vgl. Wiegand-Glas (2002)). Im Bereich der Mehrwegverpackungen wurde
die Einführung einer beschichteten Leichtglasflasche im Mehrwegpool des Genossenschaft Deutscher Brunnen diskutiert. Ein Vorteil der beschichteten Glasflasche gegenüber PET-Mehrwegflaschen ist, dass bestehende Anlagen zur Flaschenreinigung weiter genutzt werden können und nicht in aufwendige Sensorik zur Aussortierung von zu
stark verschmutzten PET-Flaschen investiert werden muss. Ein weiter Vorteil ist, dass
die guten Barriereeigenschaften der Glasflasche erhalten bleiben. Das niedrige Gewicht der PET-Flaschen von 50-70 g für die Einliterflasche ist auch mit der Leichtglasflasche nicht zu erreichen. Im Jahr 1995 entschied sich der Deutsche Brunnentag aufgrund von Bedenken gegenüber der Recycelbarkeit einer beschichteten Leichtglasflasche für die Einführung von PET Mehrweg Verpackungen.
2.6.7 Zusammenfassung des Energieeinsparpotenzials und
Schlussfolgerungen
Von den Sektoren des Glasindustrie weist der Behälterglassektor mit Abstand den
größten Primärenergieverbrauch auf (36 PJ im Jahre 2000 für die Produktion). In diesem Sektor ist – u. a. bedingt durch wirtschaftliche Eigeninteressen der Unternehmen
und den gesetzlichen Rahmenbedingungen – in den letzten 30 Jahren weitgehend eine
Kreislaufschließung gelungen. Im Jahre 2000 betrug im Behälterglassektor die Recyclingquote bezogen auf den Inlandsabsatz 83 %. Durch dieses Recycling von Altscherben konnten ca. 6-7 PJ an Primärenergie eingespart und damit der Primärenergieverbrauch dieses Sektors um knapp 20 % gesenkt werden. Weitere Einsparungen
durch
eine
verstärkte
Wiederverwertung
sind
allerdings
u. a.
aus
verfahrenstechnischen Gründen und limitierter Materialverfügbarkeit nur noch in
geringerem Umfang zu realisieren. Unterstellt man einen möglichen Anstieg der
Recyclingquote um 10 %-Punkte, so könnte dadurch im Jahre 2030 zusätzlich ca. 1 PJ
an Primärenergie eingespart werden.
Der Behälterglassektor beliefert zu etwa 70 % die Getränkeindustrie. Deshalb sind
Fragen der Primärenergieeinsparungen durch Materialsubstitution bei Getränkeverpackungen von großem Interesse. Die unter energetischen Gesichtspunkten optimierte
Wahl der Getränkeverpackung (zwischen Einweg und Mehrweg sowie zwischen Glas-,
PET-, Karton- und Dosenverpackungen) weist nach heutigem Stand der Technik und
aktuellen Verbrauchsstrukturen enorme Primärenergie-einsparpotenziale von 30 bis
265
40 PJ pro Jahr auf. Dies ist annährend eine Halbierung des gesamten Energieverbrauches von der Produktion über den Transport bis zum Recycling im Getränkeverpackungsbereich. Auch die Einbeziehung weiterer Umwelteinwirkungen ändert im Wesentlichen nichts an den Empfehlungen zur Getränkeverpackungswahl. Die relevantesten Einsparpotenziale liegen u. a. darin, die Aluminiumdose im Bierbereich und
auch im Limonadenbereich zu substituieren sowie oftmals von Einweg (EW) auf
Mehrweg (MW) umzusteigen. Bei den ausgewiesenen Einsparpotenzialen ist allerdings
zu berücksichtigen, dass bei der Wahl der Getränkeverpackung auch andere Kriterien
wie Transportsicherheit, Marktakzeptanz und Qualitätsanforderungen bestehen, die
nicht berücksichtigt wurden.
In der Vergangenheit hat die Gewichtsreduzierung bei der Behälterglasproduktion eine
wichtige Rolle gespielt (innerhalb der letzten 40 Jahre hat sich das durchschnittliche
Gewicht von Hohlglas-Produkten um 44 % reduziert). Künftig bestehen im Getränkeverpackungsbereich weitere Optionen, um das Gewicht zu senken.
Gemessen am Primärenergieverbrauch ist die Flachglasproduktion der zweitwichtigste
Sektor der Glasindustrie mit wachsender Bedeutung aufgrund künftig weiter steigender
Produktionszahlen (knapp 16 PJ im Jahre 2000). Wie in fast allen Glassektoren werden auch hier Eigenscherben und im geringeren Umfang auch Scherben aus weiterverarbeitenden Unternehmen wieder als Sekundärrohstoff eingesetzt (zwischen 20 und
30 % Anteil am gesamten Prozessinput). Der Einsatz von Altglas in der Flachglasproduktion hat sich in der Vergangenheit u. a. aufgrund höherer Qualitätsanforderungen
als im Behälterglassektor und technisch aufwendigeren und damit wirtschaftlich wenig
interessanten Demontage- und Redistributionssystemen nur begrenzt durchgesetzt.
Eine Abschätzung mit großen Unsicherheiten ergibt, dass ca. nur 3-5 % des Gemenges bei der Flachglasproduktion Altscherben darstellen (dies führt zu einer Primärenergieeinsparung von ca. 0,3 PJ). Allerdings werden insgesamt 60 % der Altscherben
weiterverwertet (u. a. in Behälterglas- und der Bauindustrie). Im Flachglassektor sind
somit die primärenergetischen, technisch erschließbaren Einsparpotenziale durch eine
Wiederverwertung noch nicht ausgenutzt. Durch den konsequenten Ausbau von Demontage-, Redistributions- und Aufbereitungswegen (insbesondere der Weiterentwicklung von Recyclingverfahren zur besseren Trennung von Glasgrundstoffen und
Zusatzstoffen), der Sicherstellung der Einhaltung von Qualitätsanforderungen beim
Recycling und einer weiteren Produktharmonisierung kann die Wiederverwertungsquote künftig noch deutlich gesteigert. Hierdurch könnte Primärenergie in Höhe von ca.
1-1,5 PJ bei der Flachglasproduktion eingespart werden. Davon abzuziehen sind allerdings die Primärenergieeinsparungen, die heute bereits durch eine Weiterverwertung
erzielt werden (diese sind aufgrund unbekannter Materialströme nicht zu ermitteln).
266
In den anderen untersuchten Bereichen des Gebrauchs- und Spezialglassektors (Bildröhren- und Lampenglas) findet eine Wiederverwertung aus ähnlichen Gründen wie im
Flachglassektor bisher kaum statt, obwohl Aufbereitungstechnologien tendenziell dafür
zur Verfügung stehen. Die bisher brachliegenden Primärenergieeinsparpotenziale
könnten zumindest teilweise genutzt werden. Weiterhin sollte beachtet werden, dass in
diesen Bereichen teilweise eine besondere Umweltproblematik bei der Entsorgung vorliegt, weil hier die Produkte zum Teil Blei, Barium oder Quecksilber enthalten.
Neben der Materialsubstitution im Getränkeverpackungsbereich konnten andere Bereiche unter dem Aspekt der Materialsubstitution nur am Rande beleuchtet werden. Allerdings lassen diese Beispiele die Vermutung zu, dass eine unter primärenergetischen
Gesichtspunkten optimierte Materialwahl erhebliche Energieeinsparpotenziale aufweisen, die deutlich über das Potenzial durch ein Materialrecycling hinausgehen können.
Deshalb sollte bei weiteren Forschungsvorhaben dem Thema der Materialsubstitution
eine besondere Bedeutung beigemessen werden.
Die Frage nach konstruktiven Maßnahmen zur Energieeinsparung konnte nur sehr
partiell analysiert werden.
2.6.8 F&E-Bedarf
Wie oben aufgezeigt wurde, liegen Energieeinsparpotenziale durch ein verstärkten
Altglaseinsatz im Flachglassektor vor. Über die Stoffströme im Flachglassektor nach
der Produktverwendung liegt allerdings bisher nur wenig belastbares Datenmaterial
vor, weshalb hier ein künftiger Forschungsschwerpunkt liegen sollte. Weiterhin sollte
künftig analysiert werden, wie die Qualitätssicherung beim Altglasrecycling von Flachglas verbessert werden könnte, um den Qualitätsanforderungen bei der Glasproduktion
gerecht zu werden.
Ein Qualitätsproblem beim Recycling von Autoglas verursachen die Verunreinigungen
der Scheiben, u. a. durch Siebdruck. Aufgrund des hohen Materialstockes an Autoglas
(im Jahre 2010 werden in Deutschland ca. 120 000 t an Glas bei den gelöschten PKW
anfallen) und der oben bereits erwähnten Problematik der geringen Transparenz der
Stoffströme besteht in diesem Bereich ein F&E-Bedarf.
Im Baubereich ist die Individualisierung bei Fensterscheiben sehr groß. Hier stellt sich
die Frage, welchen positiven Einfluss eine Standardisierung auf Materialeffizienzstrategien haben kann und wie diese seitens des Marktes (Architekten und Bauherren)
realisiert werden könnte.
Ein weiterer F&E-Bedarf im Glassektor stellt sich bei der Frage der Qualitätsanforderungen. Hohe Qualitätsanforderungen in den einzelnen Glassektoren führen u. a. dazu,
267
dass der Einsatz von Scherben begrenzt oder ausgeschlossen ist. Es ist zu analysieren, ob und in welchen Bereichen (z. B. bei Fensterscheiben in Kellerräumen oder Fabriken oder bei Getränkeverpackungen aus Glas) eine Reduzierung der Qualitätsansprüche gegenüber dem Markt durchsetzbar bzw. vom Markt akzeptiert wird und welche Konsequenzen dies auf den Energieverbrauch hat.
Da Aspekte der konstruktiven Maßnahmen zur Energieeinsparung in dieser Studie im
Glassektor nur sehr partiell analysiert werden konnte, besteht hier der Bedarf nach
weiteren Studien. Die selbe Aussage trifft auch auf den in dieser Studie nur am Rande
betrachten Gebrauchs- und Spezialglasbereich zu.
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268
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für Roadmaps für nachhaltige Informations- und Kommunikationstechnik (IKT)".
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Gesellschaft e.V. (Hrsg.): 75. Glastechnische Tagung. Kurzreferat, Deutsche
Glastechnische Gesellschaft e.V., S. 3-8
Witte (2002): Telefonauskunft von Herrn Witte, Firma Reiling, vom 22.08.2002
270
2.7
Polymere
2.7.1 Einleitung
Die Geschichte der Kunststoffe geht in das letzte Jahrhundert zurück, als Polymere mit
Naturstoffen wie Cellulose oder Milchkasein hergestellt wurden. Den Durchbruch
schafften die Kunststoffe aber erst durch Vollsynthesen auf Basis von Erdöl und Erdgas ab ca. 1925. Sie führten zu einem stärkeren Wachstum, dass ab 1950 dann einen
fast exponentiellen Verlauf annahm.
Durch Änderungen an den Polymerketten beim mittleren Molekulargewicht, der Taktizität oder des Vernetzungsgrades besteht die Möglichkeit, Kunststoffe für einzelne Anwendungen "mass-zu-schneidern", so dass sie heute in vielen wichtigen Einsatzbereichen genutzt werden, vergleiche Abbildung 2.7-1.
Abbildung 2.7-1
Einsatzgebiete von Kunststoffen 2001
Elektro/Elektronik
7,5%
Fahrzeugindustrie
9,0%
Bau
24,5%
Haushaltswaren
4,5%
Möbel
7,0%
Landwirtschaft
2,0%
Sonstiges
16,0%
Verpackung
29,5%
Quelle: Consultic 2002
2.7.2 Herstellung
Polymere werden aus Monomeren durch Polymerisationsreaktionen hergestellt. Bei
den Reaktionen unterscheidet man zwischen Polymerisationen (Additionspolymerisation mit Kettenmechanismus), Polyadditionen und Polykondensationen. Während in
den fünfziger Jahren die Produktionsanlagen für Polymere mit Kapazitäten von einigen
271
10.000 t pro Jahr produzierten, haben heutige Anlagen Kapazitäten von einigen
100.000 t. Zu den Massenkunststoffen zählen Thermoplaste wie die Polyolefine (wie
Polyethylen, PE und Polypropylen, PP) und Polyvinylchlorid (PVC), vergleiche Abbildung 2.7-2.
Abbildung 2.7-2:
Produktion einzelner Massenkunststoffe in Deutschland
3.000.000
Tonnen pro Jahr
2.500.000
2.000.000
Polyethylen
Polyvinylchlorid
Polypropylen
1.500.000
1.000.000
500.000
02
99
20
96
19
93
19
90
19
87
19
84
19
81
19
78
19
75
19
72
19
69
19
66
19
63
19
60
19
57
19
19
19
54
0
Die gesamte Produktionsmenge an Kunststoffen betrug im Jahr 2001 ca. 15,6 Mio,
vergl. Abbildung 2.7-3. Der Inlandsverbrauch inklusive der Kunststoffeinsatz in Fasern,
Klebstoffen, Lacken u. a. betrug 12,6 Mio. t, davon wurden zur Herstellung von Produkten 10,3 Mio. t verwendet.
Diese Produkte sind zum Teil kurzlebig, wie Verpackungen, die in der Regel eine Lebensdauer von weniger als 1 Jahr haben. Nach Berechnungen von Patel et al. (1999),
vergleiche Tabelle 2.7-1, liegt die mittlere Lebensdauer aller Kunststoffprodukte bei ca.
14 Jahren.
Aufgrund der hohen Kunststoffabfall-Mengen im Verpackungssektor wurden in der
Verpackungsverordnung Recyclingquoten festgelegt. Diese werden derzeit durch einen
Mix von werkstofflichen, rohstofflichen und thermischen Verwertungsverfahren erreicht.
272
Abbildung 2.7-3
Kunststoff-Gesamtproduktion und Verbrauch in Deutschland 2001
Kunststoff-Gesamtproduktion in Deutschland (Basis: Produktionsstatistik)
ca. 15,6 Mio. t
Untersuchungsrelevante Kunststoffmengen bei
den Kunststofferzeugern (ohne PUR)
ca. 8,90 Mio. t
PUR
ca. 0,8 Mio. t
+
Export:
Import:
=
Klebstoffe, Lacke, Harze,
Fasern, etc.
ca. 5,9 Mio. t
9,31 Mio. t
6,36 Mio. t
Kunststoff-Inlandsverbrauch ca. 12,65 Mio. t
(Absatzmenge der Kunststofferzeuger in Deutschland zur Verarbeitung)
Untersuchungsrelevante Kunststoffmengen bei den Kunststoffverarbeitern (Zur Herstellung von Kunststoffprodukten)
ca. 10,30 Mio. t
Nicht untersuchungsrelevante1)
Klebstoffe, Lacke und Harze, Fasern,
etc. ca. 2,35 Mio. t
1) nicht relevant da in Holzverarbeitungs-, Steinverarbeitungs- und Textilindustrie
Thermoplaste:
7,45 Mio. t
PUR:
0,65 Mio. t
Sonstige Kunststoffe:
2,20 Mio. t
Quelle: Consultic 2002
2.7.3 Abfallmanagement
2.7.3.1 Recyclingverfahren
Prinzipiell bieten sich für die Verwertung und die Beseitigung von Abfällen oder Altprodukten aus Kunststoffen fünf Möglichkeiten an: Re-use (Wiederverwendung), werkstoffliche, rohstoffliche und thermische Verwertungsverfahren sowie bis zum im
Kraft treten der TA Siedlungsabfall die Deponierung. Abbildung 2.7-4 zeigt die Verwertungsverfahren im Überblick.
Die wesentlichen Unterschiede der dargestellten Verwertungsverfahren lassen sich wie
folgt beschreiben: Beim reinen Umschmelzen von Kunststoffen (in werkstofflichen
Verfahren, z. B. Extrusion, Spritzgießen) wird nur soviel Energie aufgewandt, dass sich
die Polymerketten relativ zueinander bewegen können, die chemischen Bindungen
bleiben jedoch weitestgehend erhalten. Bei den verschiedenen rohstofflichen Verfahren werden abhängig von den spezifischen Prozessbedingungen unterschiedliche Anteile der vorhandenen Bindungen zerstört. Die entstehenden kleineren Moleküle lassen
273
sich je nach Verfahren stofflich und/oder energetisch nutzen. Bei der Verbrennung
(Totaloxidation) werden alle Bindungen gebrochen; dabei wird Energie frei, und es
entstehen im Wesentlichen Kohlendioxid und Wasser.
Tabelle 2.7-1:
Verweilzeit der Kunststoffprodukte im Markt (Patel et al., 1999)
Endprodukt
Verweilzeit
r(Ei) in Jahren
Synthesefasern (FASERN)
9
Folien, -tafeln, -platten (FOL./TAF./PLA.)
10
- Folien für Verpackungen
- Folien für Bau
- Folien für Landwirtschaft, Fahrzeug, Maschinen
- Tafeln/Platten
1
30
4
30
Verpackungsmittel etc. (FORMPACK)
3
- kurzlebige Verpackungen
- Packmittel mittlerer Lebensdauer
- Behältnisse mittlerer Lebensdauer
- Großbehältnisse
1
1
8
8
Geformte Kunststoffteile (FORMTEILE)
20
- Rohre für den Bausektor
- Sonstige Formteile für den Bausektor
- Formteile für Konsum-/Invest.güter
50
30
10
SCHAUM
20
Sonstige und restliche Kunststofferzeugnisse *)
14
Alle Kunststoffprodukte (ohne non-plastics)
14
*) Mittelwert aller Kunststoffprodukte (ohne non-plastics) als repräsentativ angenommen.
274
Abbildung 2.7-4:
Möglichkeiten der Verwertung von Altkunststoffen
Wiederverwendung/
Re-Use
Werkstoffliches
Recycling
Rohstoffliches
Recycling
Thermische
Verwertung
Erhalt der
Produktgestalt des
Kunststoffes
Erhalt der
Makromoleküle
des
Kunststoffes
Abbau der
Makromoleküle
des
Kunststoffes
Oxidativer
Abbau der
Makromoleküle
(Verbrennung)
Reinigung oder
Reparatur (geringer
Aufarbeitungsaufwand)
Umschmelzen,
Umformen,
Lösen (z.B.
Extrusion
sortenreiner
Kunststoffe)
Pressverfahren
(Mischkunststoffe)
Chemolyse
(Solvolyse,
Hydrolyse)
Hydrolyse,
Thermolyse/
Pyrolyse,
Vergasung,
Hydrierung
Mono-, CoVerbrennung,
Einsatz als
Ersatzbrennstoff
Kunststoffprodukte
(meist unter
Beibehaltung der
ehemaligen
Produktgestalt)
Regranulate,
Kunststoffformteile
Mischkunststoffprodukte
(z.B.
dickwandige
Kunststoffteile)
Monomerbausteine
zur Repolymerisation
Wachse, Öle,
Gase
Energie
(Dampf, Strom)
Im Falle des werkstofflichen Recyclings lassen sich drei Kategorien unterscheiden:
• Die erste Kategorie umfasst Produkte, die üblicherweise aus Kunststoffen herge-
stellt werden. In diesem Fall kann unterschieden werden zwischen Recyclingprodukten, die demselben Zweck dienen (z. B. von Flasche zu Flasche) oder die einem
anderen Einsatzgebiet angehören (z. B. von Flasche zu Faser). Zu berücksichtigen
ist, dass ein Zusatz von Primärkunststoffen (Blending) oder Primärzusatzstoffen
(Compounding) nötig werden kann. Bei anderen Produkten kann es erforderlich
sein, eine größere Menge an Rezyklate zu verwenden, um die geforderten Produkteigenschaften zu erzielen. In beiden Fällen ist der Substitutionsfaktor kleiner als
100 %. Je kleiner der Substitutionsfaktor ist, desto kleiner wird in der Regel der
ökologische Vorteil im Vergleich zur Verwendung von Primärkunststoffen.
• Die zweite Kategorie umfasst Produkte, die üblicherweise nicht aus Kunststoffen
hergestellt werden, z. B. Gartenbausteine, Zäune, Paletten, Steigen, Planken für
LKWs und für den Bausektor sowie Polyurethanpartikel, die als Ölbindemittel verwendet werden (anstelle von Sanden). In dieser Kategorie ist das Verhältnis der Lebensdauer des konventionellen und des aus Altkunststoffen hergestellten Produktes
ein wichtiger Parameter für die umweltseitige Bewertung; sofern relevant, gilt dies
auch für die Effizienz in der Nutzungsphase (z. B. bei Ölbindemittel). Außerdem
können einige Eigenschaften, die u. U. für den Vergleich zwischen dem konventionellen und dem rezyklierten Produkt von Bedeutung sind, nicht quantifiziert werden,
z. B. die Verarbeitbarkeit, Transportierbarkeit oder optische Eigenschaften.
• Drittens können Recyclingmaterialien dazu verwendet werden, um völlig neue Pro-
dukte, wie z. B. künstlichen Schnee, herzustellen (Ayres, 1996). Es ist äußerst
schwierig, eine umweltseitige Bewertung für diese Kategorie durchzuführen, da
275
hiermit häufig ein Wandel im Lebensstil einhergeht; in diesem Fall ist insbesondere
die Definition der "Primärproduktion" mit Schwierigkeiten behaftet.
Tabelle 2.7-2 zeigt das Abfallmanagement von Kunststoffabfällen für das Jahr 1995
(Patel et al., 1999). Die post-consumer-Abfälle in Höhe von 3,64 Mio. t (ohne Synthesefasern) zuzüglich des Aufkommens an pre-consumer-Abfällen in Höhe von rund
0,67 Mio. t ergibt eine Gesamtsumme von rund 4,31 Mio. t. Es wurden insgesamt
1,32 Mio. t stofflich verwertet, davon 1,02 Mio. t im Inland und 0,30 Mio. t im Ausland.
Von dem verbleibenden Abfallaufkommen in Höhe von rund 3,0 Mio. t wurden rund
zwei Drittel deponiert (1,99 Mio. t) und das restliche Drittel (rund 1,0 Mio. t) in Müllverbrennungsanlagen verbrannt (UBA, 1994).
Tabelle 2.7-2:
Stand der Bewirtschaftung von Kunststoffabfällen in Deutschland im
Jahr 1995 (Consultic, 1996; DKR; Patel et al., 1998; eigene Berechnungen; Werte ohne Abfälle aus Chemiefasern
Strategie
1.
Re-Use
2.
Werkstofflich
2.1 Pre-consumer
1)
Kunststoffabfälle in kt
2)
inländisch
ausländisch
0
667
3)
2.2 Post-consumer
3.
1020
- zu Recycling-Granulat
165
- zu Fertigprodukten
89
Rohstofflich
Summe
303
1322
99
4.
Thermisch
995
-
995
5.
Deponierung
1990
-
1990
4005
303
4307
Summe
1)
ohne Fasern
Export von Abfallkunststoffen in aufbereiteter und unaufbereiteter Form, ohne Regranulate
3)
enthält evtl. Mengen, die entsorgt werden müssen
2)
Die im Rahmen des rohstofflichen Kunststoffrecyclings eingesetzten Verfahren sind in
Tabelle 2.7-3 aufgeführt. Gegenüber 1995 ist das rohstoffliche Recycling von 99 kt um
rund 260 kt auf etwa 360 kt in 1998 gestiegen (DKR).
276
Tabelle 2.7-3:
Rohstoffliche Verfahren des Kunststoffrecyclings in Deutschland in den
Jahren 1995 und 1998 (DKR; Euwid, 1999; Angaben der Anlagenbetreiber)
Verfahren
Betreiber
Verwertete Altkunststoffe in kt
1995
1998
Hydrierung
VEBA Oel AG (Kohleölanlage Bottrop)
31
Niedertemp.- Pyrolyse BASF
BASF AG
15
0
Hochofenverfahren
v.a. Bremer Stahlwerke GmbH u. Eko-Stahl
6
135
1)
80
HTW- und Festbett-Vergasung Rheinbraun AG / SVZ Schwarze Pumpe
2)
2)
Nicht zuordenbar
Nicht zuordenbar
47
90
0
56
Summe
99
3)
1)
Die Werte in dieser Spalte sind geschätzt; vgl. a. Fußnote 2)
2)
Auf Basis der vorliegenden Information nicht zuordenbar; davon bis max. 20 kt evtl. für das PARAK-Verfahren
3)
Zum Vergleich: in 1996 wurden 251 kt rohstofflich verwertet und in 1997 359 kt
361
3)
Drei der in der Tabelle 2.7-3 erwähnten rohstofflichen Recyclingverfahren werden inzwischen nicht mehr betrieben: die HTW-Vergasung und die Hydrierung in der Kohleölanlage Bottrop wurden 1999 eingestellt, das Thermolyseverfahren der BASF wurde
nur in einer Pilotanlage durchgeführt. Im Jahr 2003 wurden nur das Hochofenverfahren
und das Vergasungsverfahren eingesetzt, in welche 286.000 t (45 %) der verwerteten
Kunststoffverpackungen gelangten (DKR). Das zeigt die (noch) rasante Entwicklung
bei den Recyclingverfahren, derzeit betreibt die DKR eine Pilotanlage zur selektiven
Lösung von Polyolefinfraktionen aus Mischkunststoffen. Diesem Verfahren könnte die
Zukunft gehören, wenn es gelingt, es in einen großtechnischen Maßstab umzusetzen
(Lindner, 1999; DKR, 2003).
2.7.3.2 Energetische Bewertung der Verwertungsverfahren
Eine genaue Beschreibung aller wichtigen Verfahren zur Verwertung von Abfallkunststoffen einschließlich der jeweiligen Prozessenergieeinsätze findet sich bei Patel
(1999). Die energetische Bewertung der Kunststoff-Verwertungsverfahren wird seit
vielen Jahren von Forschungsinstituten untersucht, genannt sei vor allem das Fraunhofer IVV (Heyde et al., 1999) und das IFEU (Giegrich et al., 2001).
Abbildung 2.7-5 zeigt die Ergebnisse für die verschiedenen Gruppen von Verwertungsverfahren. Die meisten Verfahren sind großtechnisch erprobt (z. B. Hydrierung), einige
sind jedoch noch in der Entwicklung (z. B. Pilotprojekt zur Pyrolyse von verschmutzten
Polystyrolabfällen). In diese Zusammenfassung fließen auch die Ergebnisse für derzeit
nicht genutzte Abfallströme ein, so z. B. die Verwertung von Altteppichen und das Recycling des darin enthaltenen PA6 oder die Verwertung größerer Mengen von Altfensterrahmen aus PVC. Praktisch alle Verfahren liegen bezüglich des Energieeinsatzes
277
und der CO2-Emissionen günstiger als eine durchschnittliche Müllverbrennungsanlage
(Referenzfall).103
Zu den untersuchten Verfahren gehören auch hocheffiziente MVAs mit einer außergewöhnlich hohen Auskoppelung von Wärme und elektrischem Strom. Hierfür wurde die
Müllverbrennungsanlage der Stadt Mannheim zu Grunde gelegt, in der die Stromerzeugung nach Angaben des VKE (VKE, o. J.) bei rund 8 % und die verkaufte Wärme bei
etwa 64 % des über den Müll eingebrachten Energiegehaltes liegt. Daraus errechnet
sich, dass ein Gigajoule Abfall 0,96 GJ Primärenergie substituiert, welche zur Erzeugung derselben Menge an Strom und/oder Wärme in Kraftwerken und Fernheizwerken
benötigt würde.
Abbildung 2.7-5 zeigt, dass ein erheblicher Unterschied zwischen hocheffizienten und
durchschnittlichen MVAs besteht. Bei den Back-to-Feedstock-Recyclingverfahren
(siehe Balken "BTF") wurden der Hochofenprozess und die Hydrierung104 berücksichtigt105. Diese BTF-Verfahren liegen deutlich günstiger als eine durchschnittliche MVA;
andererseits entspricht die Einsparung für den kumulierten Energieaufwand bei den
BTF-Verfahren nur etwa zwei Drittel des Wertes für eine hocheffiziente MVA. Für einige technische Kunststoffe ermöglicht das Back-to-Monomer-Recycling (BTM) ausgesprochen hohe Einsparpotenziale (siehe Fußnote in Abbildung 2.7-5), aber die verfügbaren Abfallmengen sind hier relativ klein.
103 In einer durchschnittlichen MVA substituiert 1 Gigajoule Abfall (unterer Heizwert, Hu) rund
0,5 GJ Primärenergie, welche zur Erzeugung derselben Menge an Strom und/oder Wärme
in Kraftwerken und Fernheizwerken benötigt würden. Dies wird beispielsweise durch eine
Anlage erreicht, die je 12 % Strom und Wärme aus dem Energiegehalt des eingesetzten
Abfalls auskoppelt.
104 Die Hydrierung in der Kohle-Öl-Anlage Bottrop (KAB-Anlage) wurde Ende 1999 wegen
Unwirtschaftlichkeit eingestellt (Jaspert, 1999).
105 Eine Abschätzung des kumulierten Energieaufwands (KEA) entspricht keiner vollständigen
Ökobilanz nach ISO 14040 ff, es werden aber qualitativ häufig die gleichen Ergebnisse
erhalten, wie z. Β. bei der Ökobilanz der Verwertungswege (Heyde et al., 1999).
278
Abbildung 2.7-5:
Einsparung des kumulierten Energieaufwandes (KEA) und der
kumulierten CO2-Emissionen (KCO2) durch Recycling und energetische Nutzung bei post-consumer-Kunststoffabfällen (Referenzfall:
durchschnittliche MVA)
Einsparung kumulierter Energieaufwand, KEA in GJ/tAbfall
-20
-10
0
10
20
40
30
60
70
80
33,5
BTP KunststoffSubstitut 1)
BTP NichtkunststoffSubstitut 2)
50
2700
-3,5
2550
Erprobte
Technologien
25,5
Hocheffiziente MVA 3)
1750
16
Zementöfen
2000
16
BTF 4)
1350
15,5
BTM 5)
-1000
Teilweise
noch in
Entwicklung
1650
0
1000
2000
3000
4000
Einsparung Kumulierte CO2-Emissionen in kg/tAbfall
CO2 -Emissionen in kg/t Abfall
1)
Energie in GJ/t Abfall
Die Werte stellen den gewichteten Durchschnitt der verschiedenen Arten des werkstofflichen Recyclings dar.D)
Daten für einzelne Kunststoffe, Substitutionsfaktor = 1,0: PVC (22 GJ/t, 3050 kg CO2/t), PE (35 GJ/t, 2250 kg CO2/t),
PSD) (41 GJ/t, 2900 kg CO2/t), PUR (53 GJ/t, 4350 kg CO2/t), PMMA (50 GJ/t, 4650 kg CO2/t).
Zum Vergleich, mit einem Substitutionsfaktor von 1,2: PE (25 GJ/t, 2050 kg CO2/t), PSD) (29 GJ/t, 2500 kg CO2/t).
2)
Für diese Recyclingverfahren ergibt sich in Abhängigkeit von der jeweils substituierten Primärproduktion ein
außerordentlich großer Wertebereich (siehe gestrichelte Linie).
3)
4)
5)
D)
Es gibt nur sehr wenige MVAs mit vergleichbarer Energieausnutzung in Deutschland.
BTF ist die Abkürzung für 'Back-to-Feedstock', d.h. für das Recycling zu Roh- und Grundstoffen. Die hier angegebenen Werte umfassen den HochofenprozeßD) und die HydrierungD). Für die Vergasung und nachgeschaltete Methanolerzeugung (SVZ-VerfahrenD)) liegen die Werte bei: 3 GJ/t und 50 kg CO2/t.
BTM ist die Abkürzung für 'Back-to-Monomer', d.h. für das Recycling zu Monomeren. Die im Balkendiagramm eingetragenen Werte gelten für die Hamburger Pyrolyse von PE; deutlich höhere Einsparungen lassen sich für andere Polymere erzielen (siehe gestrichelte Linie) PS (36 GJ/t; 2500 kg CO2/t), PMMA (48 GJ/t; 4500 kg CO2/t), PA6 (63 GJ/t;
5450 kg CO2/t).
Diese Prozesse werden im Rahmen des Dualen Systems (DS) eingesetzt.
Für den Fall, dass durch das werkstoffliche Kunststoffrecycling (BTP) Nichtkunststoffe
wie Holz, Beton und Stahl substituiert werden, ergeben die Berechnungen einen außerordentlich großen Wertebereich (siehe gestrichelte Linie in Abbildung 2.7-5); dies
liegt daran, dass die Umweltbelastung durch die Primärproduktion sehr stark davon
279
abhängt, welcher Werkstoff subsituiert wird und wie der Verarbeitungsprozess geartet
ist. Ferner lässt es sich nicht immer eindeutig feststellen, welches Verfahren sinnvoller
Weise für die Primärproduktion anzunehmen ist, weswegen diese Ergebnisse mit
relativ großen Unsicherheiten behaftet sind. Außerdem besteht die Gefahr, dass die
Ergebnisse schnell veralten, da sich einige der Zielprodukte auch aus anderen Recyclingwerkstoffen herstellen lassen (Beispiel: Paletten aus rezyklierter Pappe nach Rose
1998). Für die ersten beiden Kategorien gilt, dass ein werkstoffliches Recycling vor
allem dann sinnvoll ist, wenn der Substitutionsfaktor nahe 100 % liegt. Ist S<1, so sind
unter ökologischen Gesichtspunkten rohstoffliche oder energetische Verfahren besser
geeignet (Brandrup, 1995; Heyde et al., 1999). Durchgeführte Ökoeffizienzanalysen
belegen, dass diese Verfahren auch unter ökonomischen Aspekten im Vorteil sind
(VKE, 2003).
Von den in Abbildung 2.7-5 dargestellten Verwertungsverfahren erzielt das werkstoffliche Recycling (BTP) zur Erzeugung von Produkten, die üblicherweise aus primären
Kunststoffen hergestellt werden, die größten Einsparpotenziale für Energie und CO2
(abgesehen vom BTM-Reycling bei technischen Kunststoffen). Diese Verwertungsmöglichkeit kommt besonders dann in Frage, wenn sortenreine Kunststoffabfälle zur
Verfügung stehen.
Die energetische Nutzung durch Verbrennung in Zementöfen führt zu CO2-Einsparungen, die etwas höher liegen als diejenigen einer hocheffizienten MVA, aber andererseits sind die Energieeinsparungen im Zementofen relativ klein (siehe Abbildung 2.75).
2.7.3.3 Mengenentwicklung der Abfälle
Zur Berechnung des Aufkommens an post-consumer-Abfällen wurden von Patel et. al.
(1999) die Zeitreihen zum Inlandsverbrauch von Kunststoffendprodukten mit den jeweiligen Nutzungszeiten verknüpft. Zusätzlich wurden in fünf Wirtschaftsbereichen (Fahrzeug-/Maschinenbau, Elektro-/Feinwerktechnik, chemische Industrie, Nahrungsmittelindustrie und Handel) auch die indirekten Importe berücksichtigt.
Diese Ergebnisse zeigen sehr deutlich, dass es sich bei den Kunststoffen um einen
relativ jungen Werkstoff handelt, denn die längerfristigen Nutzungsformen führten erst
in den 90er Jahren zu einem schnellen Anstieg der post-consumer-Abfälle, und dieser
Trend wird sich auch in der Zukunft fortsetzen.
Um Projektionen zum zukünftigen Aufkommen an post-consumer-Kunststoffen
anzufertigen, waren Annahmen zur zukünftigen Entwicklung des Inlandsverbrauchs
280
von Kunststofferzeugnissen nötig, die in den folgenden drei Varianten festgehalten sind
(vgl. Patel et al., 1998):
• Die Variante "Wachstum" unterstellt, dass der Verbrauch von Kunststofferzeugnissen in Mengeneinheiten in der Periode 1994-2020 um durchschnittlich 3,0 % pro
Jahr zunimmt; das hiermit angenommene Wachstum ist etwas höher, als es dem linearen Trend der vergangenen 15 Jahre entspricht, der für den Zeitraum 1994-2020
bei 2,3 % pro Jahr läge. Der Inlandsverbrauch an Kunststoffen würde sich bei diesen Annahmen bis 2020 um 115 % erhöhen, d. h. gegenüber 1994 mehr als verdoppeln.
• In der Variante "Trend" steigt der Verbrauch in der Periode 1994-2020 im Mittel um
2,0 % pro Jahr; dies ist kaum weniger, als es dem linearen Trend der letzten
15 Jahre entspräche, wenn man die demographische Entwicklung als Pro-KopfVerbrauch mitberücksichtigt.
• Die Variante "Stagnation" unterstellt, dass der Inlandsverbrauch von Kunststofferzeugnissen auf dem Niveau von 1994 stagniert.
Die tatsächliche Entwicklung wird durch die zukünftige, gesamtwirtschaftliche und
sektorale Entwicklung, die technologischen Fortschritte bei der Kunststoffverarbeitung
und dem Recycling sowie der Substitution anderer Werkstoffe bestimmt. Die Untersuchung dieser Entwicklungen wird jedoch nicht weiter verfolgt. Implizit wird damit vereinfachend unterstellt, dass es mittelfristig zu keinen größeren Verschiebungen bezüglich der Verbrauchsstruktur von Kunststofferzeugnissen kommen wird.
Wie von (Williams et al. 1987) gezeigt, sinkt der spezifische Verbrauch von Massenwerkstoffen relativ zum Bruttosozialprodukt oder zur Bevölkerungszahl, und der ProKopf-Bedarf der Werkstoffe stagniert in der "Reifephase". Es wird erwartet, dass dieses
Phänomen längerfristig auch bei Kunststoffen eintreten dürfte, dessen Zeitpunkt heute
aber noch nicht abzusehen ist.
Abbildung 2.7-6 zeigt für die Variante "Trend" die Ergebnisse zum Aufkommen an
Kunststoffabfällen nach Produkten. Für kurzlebige Produkte, wie z. B. Verpackungskunststoffe, folgt das Abfallaufkommen dem Verbrauch mit einer sehr kurzen Verzögerung und stagniert kurz nach dem Jahr 2020. Dagegen nimmt das Aufkommen von
Abfällen aus langlebigen Produkten, z. B. aus dem Baubereich, weit über das Jahr
2020 hinaus praktisch linear zu, so dass das Verhältnis zwischen dem Abfallaufkommen in weiterer Zukunft im Vergleich zu heute deutlich höher liegt. Außerdem sind die
Projektionen für diese langlebigen Produkte mit weniger Unsicherheiten behaftet, da
die zukünftige Entwicklung zu einem größeren Umfang durch den heute bereits erfolgten Verbrauch im bestehenden Kapitalstock und im Bestand von längerfristigen
Gebrauchsgütern determiniert wird als dies bei kurzlebigen Produkten der Fall ist.
281
Abbildung 2.7-7 zeigt den jährlichen Verbrauch von Kunststofferzeugnissen und das
Aufkommen an Kunststoffabfällen in den drei Varianten. Die obere Liniengruppe stellt
den Verbrauch von Kunststofferzeugnissen dar, während die darunter liegende Liniengruppe das jährliche Abfallaufkommen zeigt. Ausgehend von einem Aufkommen von
4,6 Mio. t pro Jahr in 1995 steigen die anfallenden Abfälle bis zum Jahr 2005 in den
drei Varianten auf 6,2 Mio. t, 6,7 Mio. t bzw. 7,2 Mio. t.106 Bis zum Jahr 2020
nimmt die Spannbreite deutlich zu, mit Aufkommensmengen von 7,9 Mio. t,
10,7 Mio. t bzw. 12,7 Mio. t. Dies zeigt, dass sich die Kunststoffabfallmenge in den
nächsten 25 Jahren bei Eintreten der Entwicklung gemäß der Variante "Wachstum"
fast verdreifachen könnte, während sich der Inlandsverbrauch im gleichen Zeitraum
lediglich verdoppelt107. Die Ergebnisse der verschiedenen Varianten zeigen außerdem, dass die Abfallmenge für rund 30 Jahre zunimmt, nachdem der Verbrauch bereits
zur Stagnation gekommen ist. Dies ist auf den hohen Anteil von Abfällen aus langlebigen Erzeugnissen zurückzuführen, die in ihrer Bedeutung weiter zunehmen werden
(Patel et al., 1998).
106 Diese Ergebnisse können mit denen einer Shell-Studie verglichen werden, welche die
Kunststoffabfallmenge in Westeuropa projiziert (Dennison 1991). Danach wird
Aufkommen an Kunststoffabfällen zwischen 1995 und 2000 um 27 % zunehmen. Für
denselben Zeit-raum führen eigene Berechnungen zu einer Zunahme um 21 % in
Variante "Stagnation", um 26 % in der Referenzvariante und um 30 % in
Wachstumsvariante.
das
den
der
der
107 Die Mengenabschätzung auf Basis eines Lebensdauermodells ist eine grobe Näherung, da
Altprodukt-Rückläufe, Marktsättigungen, Abfall-exporte u. v. m. nicht berücksichtigt werden
können. Die realen Abfallmengen sind aus diesem Grunde geringer
282
Abbildung 2.7-6:
Modellergebnisse zum Aufkommen von Kunststoffabfällen nach
Endproduktgruppen in Deutschland, Variante "Trend"
4.000
3.500
Abfall, in kt
3.000
Folien für Verpackungen
2.500
Geformte Verpackungen
2.000
Behältnisse
1.500
Tafeln/Platten, Folien, Rohre u.
sonst. für Bau
1.000
Formteile für Konsum-/
Investitionsgüter
Synthesefasern
500
Übrige Produktgruppen (ohne
FASERN)
45
40
50
20
20
30
25
35
20
20
20
20
20
10
15
20
20
05
20
00
20
95
20
19
19
90
0
Jahr
Abbildung 2.7-7:
Verbrauch von Kunststofferzeugnissen und modelliertes Abfallaufkommen pro Jahr in Deutschland bis zum Jahr 2050, für die drei
Varianten "Wachstum", "Trend" und "Stagnation"
Verbrauch, "Stagnation"
Verbrauch, "Trend"
Verbrauch, "Wachstum"
18.000 Abfall, "Stagnation"
16.000
Abfall, "Trend"
Abfall, "Wachstum"
14.000
12.000
10.000
8.000
6.000
4.000
2.000
Jahr
20
46
20
41
20
36
20
31
20
26
20
21
20
16
20
11
20
06
20
01
19
96
19
91
19
86
19
81
0
19
76
Kunststofferzeugnisse - Verbrauch u. Abfall, in
20.000
Tabelle 2.7-4:
283
Ergebnisse der Modellrechnung zum Szenario "geringe Recyclingraten, ineffiziente Verbrennung" (nach Patel 1999)
Scenario "Low Recycling Rates", unefficient incineration
Plastic Waste 2020 total:
12379 kt
Waste Quantities (kt)
Recycled Amount:
BTP high
Level
241
588
185
0
0
153
24
80
0
0
106
16
30
BTP low
Level
183
505
137
0
0
110
20
55
0
0
42
13
26
20%
BTM
BTF
Restmüll
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
1230
2827
1361
0
67
1042
402
1268
135
9
969
367
185
0
0
9863
0%
0%
80%
0%
0%
67%
-577%
PVC (Polyvinylchlorid)
PE (Polyethylen, ohne Copolymere)
PP (Polypropylen, mit Copolymere)
Übrige Polyolefine/EPDM
PVAc (Polyvinylacetat)
PS+Co (Polystyrol+Copolymere)
PACR (Polyacryle)
PES/AH (Polyester/Alkydharze) u. Polycarbonate
Epoxid- u. Phenolharze
Aminoplaste (Harnstoff- und Melaminharze)
PUR
PA (Polamid)
Sonst. Kunststoffe
Synth.Kautschuk (o. EPDM)
1654
3920
1683
0
67
1306
446
1403
135
9
1118
397
242
0
Summe
12379
1424
1092
Anteil (%Masse)
100%
12%
9%
96,8 PJ
2.689 kt CO2
27%
60%
6%
40%
0%
0%
Recycling: Savings of Gross Energy (TJ)
Recycling: Savings of Gross CO2 Emm. (t)
Resulting Saving of Gross Energy (excluding combustion):
Resulting Saving of Gross CO2 Emissions (excluding combustion):
96,8 PJ
2,689 Mt
Durch die Verwertungsverfahren wurden 1995 ca. 14 PJ Primärenergie eingespart,
durch steigende Abfallmengen und effizientere Verwertungsverfahren könnten es im
Jahr 2020 zwischen 97 PJ (20 % Recycling) bis 318 PJ (67 % Recycling) sein (entsprechend einer Zunahme gegenüber 1995 um 83 bzw. 304 PJ), vergleiche Ergebnisse der Modellberechnungen in Tabelle 2.7-4 und 2.7-5.
Entscheidend für zukünftige Energieeinsparungen ist aber auch der Einsatz effizienter
Müllverbrennungsanlagen, in denen durch Verbrennung von Sortierresten und ungeeigneten Polymerfraktionen (auch bei einem hohen Recyclinganteil) weitere 200 PJ
Primärenergie eingespart werden können108. Die Verbesserung der Eigenschaften von
Polymeren durch neue Katalysatoren und Verfahren ermöglicht auch die Erhöhung
ihrer Marktanteile und damit die Verwertungsmöglichkeiten.
108 Bei
der
Verbrennung
von
Kunststoffabfällen
in
einer
hoch
effizienten
Müllverbrennungsanlage werden ca. 25,5 MJ/kg Energie eingespart, vergl. Abbildung 2.7-5.
Um die Bedeutung einer effizienten Müllverbrennung zu unterstreichen: Sollte die gesamte
in der Tabelle 2.7-4 genannte Kunststoffabfallmenge von 12 Mio. Tonnen für das Jahr 2020
in solchen Anlagen verbrannt werden, könnten ca. 315 PJ eingespart werden.
284
Tabelle 2.7-5:
Ergebnisse der Modellrechnung zum Szenario "hohe Recyclingraten,
effiziente Verbrennung" (nach Patel 1999)
Scenario "High Recycling Rates", highly efficient incineration
Plastic Waste 2020 total:
12379 kt
Waste Quantities (kt)
PVC (Polyvinylchlorid)
PE (Polyethylen, ohne Copolymere)
PP (Polypropylen, mit Copolymere)
Übrige Polyolefine/EPDM
PVAc (Polyvinylacetat)
PS+Co (Polystyrol+Copolymere)
PACR (Polyacryle)
PES/AH u. PC (Polyester/Alkydharze und Polycarbonate)
Epoxid- u. Phenolharze
Aminoplaste (Harnstoff- und Melaminharze)
PUR
PA (Polamid)
Sonst. Kunststoffe
Synth.Kautschuk (o. EPDM)
Summe
Anteil (%Masse)
Recycling: Savings of Gross Energy (TJ)
Recycling: Savings of Gross CO2 Emm. (t)
1654
3920
1683
0
67
1306
446
1403
135
9
1118
397
242
0
12379
100%
318,4 PJ
3.811 kt CO2
Recycled Amount:
BTP high
BTP low
Level
Level
530
314
970
641
359
213
0
0
13
9
296
167
45
30
200
111
29
16
0
0
191
76
29
19
44
31
0
0
2705
1626
22%
13%
29%
5%
82%
41%
67%
BTM
BTF
Restmüll
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
405
1154
556
0
23
421
185
546
45
5
426
175
83
405
1154
556
0
23
421
185
546
45
5
426
175
83
0
0%
0%
0%
4024
33%
29%
-24%
4024
33%
37%
18%
Resulting Saving of Gross Energy (excluding combustion):
Resulting Saving of Gross CO2 Emissions (excluding combustion):
318,4 PJ
3.811 Mt
Resulting Saving of Gross Energy (including combustion):
501,6 PJ
4,495 Mt
Resulting Saving of Gross CO2 Emissions (including combustion):
2.7-5 F&E-Bedarf
Da die Kunststoffe häufig in die Produkte integriert sind, muss zur Auswahl der geeignetsten Technologie die gesamte Wertschöpfungskette bis zum Produkt und der Nutzen der Verwertungsprodukte, sei es Regranulat oder Energie, mit betrachtet werden,
was die Entscheidung kompliziert. Es gibt eine Anzahl angepasster Einzellösungen,
wie z. B. das Sicon-Verfahren für Altautos (Goldmann, 2002), und auch eine Anzahl
von neuen Verwertungsrouten, wie z. B. das selektive Lösen, die in Zukunft ihren Beitrag zur rationellen Energienutzung leisten können. Diese Verfahren müssen konsequent auf ihre Energieeffizienz weiterentwickelt werden.
Auch die Sortiertechnik muss kontinuierlich verbessert werden, um Kunststoffe auf
ökologisch möglichst hohem Niveau verwerten zu können (Giegrich et. al., 2001). Mit
verbesserter Sortierung ist beispielsweise auch eine vollständigere Nutzung von AbfallKunststoffkleinverpackungen möglich, deren Recycling sich häufig energetisch nicht
lohnt (BKV, 1999).
Hinzu kommt das Substitutionspotenzial von petrochemisch basierten Kunststoffen
durch biogene Rohstoffe. Zur Erschließung dieses Potenzials ist aber in vielen Fällen
eine langfristig angelegte F&E entlang der Wertschöpfungskette nötig, damit beispiels-
285
weise der Kunststoffverarbeiter geeignete Additive zur Verfügung hat. Nur dann ist ein
Markteintritt von "Bio-Polymeren" im großen Stil möglich (Angerer et al., 2004).
Quellen
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2.8
287
Bitumen
2.8.1 Einleitung
Die natürlichen Vorkommen von Bitumen in Form von Asphalten und Asphaltgesteinen
waren schon 3000 v. Chr. in Mesopotamien bekannt. Naturasphalt verdrängte den damals üblichen Lehmmörtel beim Mauerbau. Später setzte man im Nahen Osten und in
Indien natürlichen Asphalt im Straßenbau und zum Abdichten ein. In Europa wurde
Bitumen in der mittelalterlichen Heilkunde verwendet. Der industrielle Einsatz von Bitumen begann im letzten Jahrhundert mit der Zunahme des motorisierten Verkehrs.
Um die Nachfrage nach Heizöl und Kraftstoffen zu befriedigen, mussten die Verarbeitungskapazitäten der Raffinerien ausgebaut werden. Dadurch konnte auch Bitumen als
Produkt der Rohölverarbeitung in der benötigten Menge und Qualität hergestellt werden. Heute ist Bitumen der bestimmende Baustoff im Asphaltstraßenbau und unentbehrlich bei der Herstellung von Abdichtungsmaterialien für den Hoch- und Tiefbau.
2.8.2 Herstellung
Bitumen wird durch schonende Aufarbeitung von Erdölen nach Entzug der leichten und
schweren Öle hergestellt. Nur eine begrenzte Auswahl schwerer Erdöle sind zur Produktion von Bitumen geeignet, Raffinerien können aber auch Synthesegas oder Petrolkoks (Elektrodenmaterial) anstelle von Bitumen herstellen. Je nach Destillationsart lassen sich Bitumen verschiedener Härte herstellen, Mineralöl-Bitumen kann aber auch
durch Extraktion gewonnen werden.
Chemisch betrachtet besteht Bitumen aus hochmolekularen Kohlenwasserstoffen und
in geringer Menge aus Schwefel-, Sauerstoff- und Stickstoffverbindungen. Physikalisch
betrachtet ist Bitumen ein kolloidales System. Bitumen ist ein Mineralöl, das von Wasser, Salzen, Alkalien und verdünnten Säuren nicht angegriffen wird. Aufgrund des guten Haftverhaltens und seiner wasserabweisenden Eigenschaft wird Bitumen als Bindemittel und Isoliermaterial vielseitig verwendet, wie z. B. für Straßen- und Flugplatzbau, Wasserbau, Hochbau, Bautenschutz und verschiedene Industriezweige (Kramer,
1972). Mit fast 80 % fließt der größte Teil der Bitumenproduktion in die Asphaltherstellung; die relevante Prüfnorm ist DIN EN 12591 (Anforderungen und Prüfverfahren für
Straßenbaubitumen). Ab 360 °C zersetzt sich Bitumen, daher sollen die Verarbeitungstemperaturen 190 °C nicht übersteigen (Gussasphalt bis 250 °C, neuere Verfahren 230 °C).
Die Produktion von Bitumen betrug in Deutschland für das Jahr 2000 3,7 Millionen
Tonnen, der Inlandabsatz rund 3,5 Mio. Tonnen. Davon wurden 2,77 Mio. t als Stra-
288
ßenbitumen mit 92 bis 95 % mineralischen Zuschlägen zu ca. 65 Mio. t Asphalt verarbeitet. Ca. 0,7 Mio. t wurden in der Industrie zu anderen Produkten weiterverarbeitet,
vor allem zu Dach- und Dichtungsbahnen. In Abbildung 2.8-1 ist der Inlandsabsatz von
Bitumen von 1970 bis 2001 dargestellt.
Abbildung 2.8-1
Inlandabsatz von Bitumen von 1970 bis 2001
Inlandabsatz Bitumen in Mio. Tonnen
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
0,0
1970
1975
1980
1985
1990
1995
2000
Quelle: Mineralöl-Zahlen 2001
Im Jahr 2000 wurden ca. 0,73 Mio. t Industriebitumen unter Verwendung verschiedenster Stoffe (z. B. Polymervlies, Glaswolle, Mineralstoffe) vor allem zu Dach- und
Dichtungsbahnen verarbeitet. Der Verbrauch für den Straßenbau sowie als Industriebitumen ist in Abbildung 2.8-2 dargestellt. Die Menge an Industriebitumen ist über die
letzten zehn Jahre konstant geblieben, während der Verbrauch im Straßenbau
Schwankungen unterliegt.
Abbildung 2.8-2:
289
Bitumenverbrauch in Deutschland
Verbrauch von Bitumen in Deutschland
Gesamtverbrauch
- davon Straßenbau
- und Industrie
4,5
4
3,5
Mio. t
3
2,5
2
1,5
1
0,5
0
1992
1993
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
Quelle: Bitumen m. J.
2.8.3 Abfallmanagement
Im Straßenbau wurden im Jahr 2000 auch ca. 12 Mio. t Ausbauasphalt verwendet.
Weitere ca. 2,7 Mio. t Altasphalt wurden in anderen Anwendungen wiederverwertet
oder für spätere Nutzung zwischengelagert; lediglich 300 kt (2 %) Asphalt gelangten
auf Deponien (dav, 1998). Die als Asphalt deponierte Bitumenmenge betrug dementsprechend 15 bis 20 kt. 500 bis 700 kt Neubitumen wurden durch Wiederverwendung
von Ausbauasphalt eingespart.
Industriebitumen: Gesicherte Zahlen über das Abfallaufkommen liegen nicht vor. Eine
Schätzung geht von 9,2 kt/a Produktionsabfällen, 46 kt/a Verschnitt an Baustellen und
136 kt/a sonstigen Bitumenbahn-Abfällen aus dem Baubereich aus (Krieger, 1998).
Diese Mengen, vor allem aus Abbruch und Ersatz, erscheinen jedoch angesichts der
Produktionsmengen zu niedrig, zumal nach einer anderen Schätzung allein die deponierte Abfallmenge bei 250 kt/a liegt (Smejkal, 1994). Industriebitumen-Abfälle finden
Verwendung im Straßenunterbau, im werkstofflichen Recycling und bei der energetischen Verwertung in Zementwerken. Derzeit wird der größte Teil jedoch aus Kostengründen deponiert (Scherp, 1998; Höltken, 1998).
290
2.8.3.1 Wiederverwendung von Ausbauasphalt
Bei der Wiederverwendung von Ausbauasphalt lassen sich mehrere Verfahrensgruppen unterscheiden, die im Folgenden dargestellt sind (AG Asphaltstraßen, 1993; Hugener, 1995; Beligni, 1997; Kronig, 1997; Neumann, 1994; dav, 1998; OECD, 1997; Patel, 1999).
Vor-Ort-Erneuerung einer Straßendecke: Dazu werden die obersten 5 bis 10 cm des
Straßenbelags mit Spezialmaschinen erwärmt und abgefräst, mit den erforderlichen
Zuschlägen, z. B. Schaumbitumen, versetzt und direkt als neue Asphaltschicht wieder
aufgebracht. Die Vorteile liegen in der Vermeidung von Transporten und der hohen
Baugeschwindigkeit, Nachteile sind die geringe erreichbare Erneuerungstiefe sowie
schwierige Qualitätskontrolle der Asphaltmischungen (Energy Efficiency Office, 1989;
dav 1998). Diese noch relativ neuen Verfahren können nur zur Erneuerung der Straßendeckschicht angewandt werden.
Heißrecycling in Mischanlagen: Der als Fräsgut oder in Schollen ausgebaute Altasphalt
wird zu Asphaltmischwerken transportiert und dort bei der Asphalt-Neuproduktion eingesetzt. Dabei werden Altmaterial-Anteile bis zu 30 % erreicht, in Ausnahmefällen bis
zu 50 %. Limitierend wirken Qualitätsverluste des neuen Werkstoffs. Diese werden vor
allem durch Oxidation des (Alterung und thermische Belastung bei der Asphaltherstellung) des Bitumens im Ausbauasphalt bei langen Standzeiten und dadurch verursachte
Änderung der elastischen Eigenschaften hervorgerufen. Der Hauptvorteil des Heißrecyclings in Mischanlagen liegt in der hohen Qualität der produzierten Asphaltmischungen und der Einsparung von Neumaterial. Nachteile sind die erforderlichen Transporte
sowie die notwendige, am besten vor Witterungseinflüssen geschützte Lagerung. Patel
(Patel et al., 1999) gibt für das Recycling von Ausbauasphalt zu Heißmischgut mit
mittlerer Recyclingrate (0,3 t Ausbauasphalt auf 1 t Heißmischgut) einen Energieaufwand von 2,40 GJ/t an.
Kaltrecycling mit Schaumbitumen: Das Fräsmaterial wird ohne Erhitzen mit speziellen
Binderemulsionen gemischt. Da der Ausbauasphalt ohne Aufschmelzen des alten Binders lediglich mit neuem Binder umhüllt wird, steigt bei diesen Verfahren der Bitumengehalt. Dies führt häufig zu niedrigerer Qualität des erhaltenen Recyclingasphalts.
Daher werden diese Verfahren oft zur Herstellung tieferer Straßenschichten eingesetzt,
was einem Downcycling entspricht. Dem steht als Vorteil jedoch der sehr niedrige
Energieaufwand gegenüber. Zudem können infolge der erreichten Umhüllung auch
teerhaltige Straßenbeläge wiederverwendet werden. Der energetische Aufwand liegt
bei ca.1,3 GJ/t Straßenbelag (Patel et al., 1999).
291
Verwendung von Ausbauasphalt in ungebundenen Anwendungen: Hier wird der Ausbauasphalt als Schüttgut zur Befestigung von Wegen und Straßen genutzt, die eigentlichen Vorteile des Werkstoffs Asphalt werden nicht ausgenutzt. Hauptanwendungsgebiet ist derzeit der Straßenunterbau. Dabei wird die Energie zur Produktion der Mineralstoffe in Höhe von ca. 0,16 GJ/t eingespart (Patel et al., 1999).
Derzeit werden 12 Mio. t/a Ausbauasphalt in den hochwertigen Heißrecyclingverfahren
wiederverwertet, ca. 3 Mio. t werden ungebunden, vor allem im Straßenunterbau, eingesetzt. Die Verfahren zur Vor-Ort-Erneuerung und zum Recycling mit Schaumbitumen
tragen noch wenig zur Wiederverwendung von Altasphalt bei. Bestrebungen zur Verbesserung der Recyclingtechnologien lassen erwarten, dass der Anteil hochwertiger
Verfahren weiter steigen wird. Mit 98 % Wiederverwertung des Ausbauasphalts kommt
Deutschland im internationalen Vergleich die Führungsrolle zu, was vor allem durch
lange Zeit steigende Deponiekosten, ebenfalls steigende Preise für Neumaterial bei
den mineralischen Zuschlägen sowie durch das Umweltbewusstsein der beteiligten
Industrien ermöglicht wurde (dav, 1998; Höltken, 1998).
2.8.3.2 Werkstoffliches Recycling von Industriebitumen-Produkten
Für Dach- und Dichtungsbahnen auf Bitumenbasis existiert seit 1993 eine Recyclinganlage der VEDAG AG in Rheinsheim. Die Bahnen werden vorzerkleinert eingeschmolzen, Zuschlagstoffe wie Mineralien werden abgetrennt und das Bitumen zu Blöcken gegossen. Diese werden dann der Wiederverwendung als Fugenvergussmassen,
Bautenschutzmatten, Tritt- und Körperschalldämmungsmaterialien zugeführt, wobei
Recyclatanteile von 95 % erreicht werden. Infolge der derzeit relativ niedrigen Deponiekosten ist die Anlage jedoch nicht ausgelastet (Scherp, 1998; Krieger, 1998).
Abfälle von Industriebitumen wie Dach- und Dichtungsbahnen finden auch im Straßenbau Verwendung. Da jedoch Industriebitumen eine höhere Elastizität als Straßenbaubitumen aufweisen muss, ist lediglich eine Verwertung in tieferliegenden Schichten
möglich, um die Qualität der Straßenbeläge nicht zu beeinträchtigen (dav, 1998; Krieger, 1998).
2.8.3.3 Energetische Verwertung von Bitumen-Produkten
Die energetische Verwertung kommt aufgrund des hohen Inertstoff-Gehalts in Straßenbaumaterial lediglich für Industriebitumen-Produkte in Frage. Derzeit wird jedoch
nur ein geringer Teil in Zementwerken eingesetzt, wobei entsprechend dem Heizwert
ca. 39,5 GJ/t Primärbrennstoffe ersetzt werden (88 % Kohle und 10 % Öl, (Zementindus., 1998)). Eine verschwindend geringe Menge gelangt in Müllverbrennungsanlagen,
während der Großteil als Bauabfall deponiert wird (Patel et al., 1999).
292
2.8.3.4 Mengenentwicklung der Abfälle
Im Bereich des Straßenbaus ist mit einer weiter zunehmenden Verwendung von Ausbauasphalt in hochwertigen Straßenschichten zu rechnen. Es erscheinen sogar Wiederverwertungsanteile nahe 100 % für den hochwertigen Einsatz realistisch. An technischen Verbesserungen zur weiteren Ressourceneinsparung sowie an der Erhöhung
maximal möglicher Zumischanteile von Ausbauasphalt im Neumaterial wird gearbeitet.
Der Spielraum für weitere Verbesserungen wird hier jedoch zunehmend enger, da bereits ein hoher Standard erreicht ist. Dagegen ist beim Kaltrecycling mit Schaumbitumen aufgrund der Neuartigkeit des Verfahrens noch mit stärkeren Fortschritten zu
rechnen.
Bei der Wiederverwertung von Ausbauasphalt könnte sich die Steigerung der Anteile
von Additiven und nichtmineralischen Zuschlägen (z. B. Gummigranulat) hemmend
auswirken.
Das Verbot der Deponierung organischer Materialien wird spätestens ab 2005 bewirken (TASiedl., 1993), dass auch der größte Teil der Industriebitumen-Abfälle von den
übrigen Bauabfällen abgetrennt wird. Ein Teil davon wird in Recyclinganlagen wie der
der VEDAG AG verwertet, der größte Teil wird aber wahrscheinlich infolge zunächst
fehlender Kapazitäten energetisch genutzt werden. Aussagen über die Art dieser Verwertung lassen sich zum gegenwärtigen Zeitpunkt nicht treffen, wahrscheinlich ist jedoch eine starke Zunahme der in Zementwerken verbrannten Anteile.
2.8.4 Energieeinsparungen
In 2002 wurden ca. 12 Mio. t Ausbauasphalt im Heißmischgut wiederverwendet: Damit wurde gegenüber einer Deponierung als Referenzfall etwa 28,7 PJ Primärenergie
eingespart und CO2-Emissionen in Höhe von 400 kt vermieden, vgl. Tabelle 2.8-1
(Patel et al., 1999). Die Verwendung von weiteren 3 Mio. t im Straßenunterbau führte
zu weiteren Einsparungen von 0,5 PJ und 29 kt CO2-Emissionen, so dass die Gesamteinsparungen bei ca. 29 PJ lagen.
Die Anwendung des neuen Verfahrens zur Erneuerung einer Straßendecke über Kaltrecycling mit Schaumbitumen vor Ort spart ca. 1,7 GJ/t wiederverwendetem Asphalt
bzw. 67 kg/t CO2-Emissionen ein, die auf diese Weise rezyklierten Mengen sind jedoch
noch gering (Bitumen div. Jahre; eigene Berechnungen).
Tabelle 2.8-1:
293
Recycling von 1 t Altasphalt im Heißmischgut
KEA [GJ/t]
CO2 –Em.[kg/t]
Produktion von 1 t Asphalt
3,1
86
Produktion von 1 t Asphalt mit 30 % Altasphalt
2,4
76
Einsparungen
0,7
10
Produktion von 1 t Asphalt mit 50 % Altasphalt
1,9
69
Einsparungen
1,2
17
28,7 PJ/a
400 kt/a
Einsparungen für 40 Mio. t Asphalt mit 30 %
bzw. 12 Mio. t Altasphalt
Bis 2020 wird sich die Menge des anfallenden Ausbauasphalts nicht nennenswert ändern. Mit weiteren Verfahrensverbesserungen ist sowohl beim Recycling als auch bei
der Neuproduktion von Asphalt zu rechnen (Junghänel, 1996; dav, 1998), so dass die
durch die Wiederverwendung von Ausbaumaterial erzielbaren Einsparungen in der
heutigen Größenordnung bzw. etwas darüber liegen werden.
Im Gegensatz zum Asphalt ist bei Industriebitumen auch die energetische Verwertung möglich. Der überwiegende Anteil des Industriebitumens wird heute jedoch deponiert, aufgrund dessen wird die Deponierung als Referenzfall gewählt. Der derzeitige
Beitrag des Recyclings von Industriebitumen zur Ressourceneinsparung ist vernachlässigbar.
Für die Zukunft wird vereinfachend davon ausgegangen, dass je 50 % der Industriebitumenabfälle werkstofflich recycliert und in Zementöfen verbrannt werden. Hierfür
wird die Einsparung gegenüber der Deponierung auf rund 37 GJ/t (KEA) und 65 kg
CO2 pro Tonne Industriebitumen geschätzt. Bei einer Abfallmenge von ca. 300 kt/a im
Jahr entspricht dies jährlichen Einsparungen von rund 11 PJ Primärenergie und vernachlässigbaren 20 kt CO2.
2.8.5 Schlussfolgerungen
Während im Bereich des Straßenbaubitumens das Recyclingpotenzial weitgehend ausgeschöpft ist, findet eine Verwertung im Bereich des Industriebitumens bisher kaum
statt. Aus diesem Gegensatz ergeben sich unterschiedliche Handlungsnotwendigkeiten:
• Im Bereich des Ausbauasphalts ist eine weitere Steigerung des Einsatzes in
hochwertiger Wiederverwendung anzustreben. Soweit möglich, sollten neue Verfahren eingesetzt werden, bei denen Transporte entfallen (vor-Ort-Recycling) oder die
Verarbeitungstemperatur gesenkt wird (Kaltrecycling).
294
• Im Straßenneubau sollte bereits darauf geachtet werden, dass keine Materialien
eingesetzt werden, die das spätere Recycling behindern.
• Im Bereich des Industriebitumens sind die Abfallströme sowie bestehende Verwer-
tungsverfahren zu evaluieren. Die Hemmnisse des Recyclings oder der energetischen Verwertung müssen heraus gearbeitet werden.
• Auf Basis der ermittelten Mengenströme können dann neue Verwertungswege, un-
ter Berücksichtigung von Sammlung, eventueller Reinigung und Sortierung sowie
Verwertung entwickelt werden.
Quellen
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Arbeitsgruppe Asphaltstraßen: Merkblatt für die Verwendung von Asphaltgranulat
– Ausgabe 1993. Köln 1993
Beligni, M.: Heiß- und Kaltmischfundationsschichten unter Verwendung von Ausbauasphalt. Bitumen 3/1997 S. 102
dav (Deutscher Asphaltverband e.V.), Herr Els, persönliche Mitteilung, 1998
Energy Efficiency Office: Road Reconstruction using a Cold Recycling Process. März
1989
Höltken, G. (Arbeitsgemeinschaft der Bitumen-Industrie e. V., ARBIT): persönliche
Mitteilung von Herrn Höltken, 11.9.1998
Hugener, M.: Recycling of Asphalt Pavements. Abstract zum Vortrag auf der "Recovery
Recycling Re-integration R95". veröffentlicht von EMPA Dübendorf 1995
Junghänel, A.: Energieeinsatz bei der Herstellung von Asphalt in den letzten
30 Jahren. Asphalt 8/96 S. 2
Kramer, K.: Erdöl-Lexikon 5. Verbesserte und erweiterte Auflage, 1972
Krieger, M. E.; Hunklinger, R.; Carl, H. E.: Anfall und Entsorgung von Bitumenabfällen
aus Flachdachabdichtungsaufbauten. Bitumen 1/98 S. 8
Kronig, M.: Utilisation of reclaimed asphalt. Abstract zum Vortrag auf der
"Recovery Recycling Re-integration R97". veröffentlicht von EMPA Dübendorf
1997
Mineralöl-Zahlen 2001, Mineralölwirtschaftsverband e.V., 2002
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Neumann, G.: Grundsätze und Besonderheiten beim Einsatz von Ausbauasphalt. Bitumen 4/94 S. 161
OECD (Organisation for Economic Co-Operation and Development): Recycling strategies for road works. Paris 1997
Patel,
M.:
C-STRÖME
Material-
und
Energieströme
des
nichtenergetischen
Verbrauchs über den Lebenszyklus und CO2-Minderung durch Produkte der
Chemischen Industrie – Stand und Perspektiven Band I: Abschätzungen für das
Gesamtsystem im Auftrag von BMBF, VCI, VKE und APME
Scherp (Firma VEDAG AG): persönliche Mitteilung von Herrn Scherp, 22.9.1998
Smejkal, H.: persönliche Mitteilung von Herrn Smejkal, 10.6.1994
TASiedl.: Dritte Allgemeine Verwaltungsvorschrift zum Abfallgesetz – Technische Anleitung zur Verwertung, Behandlung und sonstigen Entsorgung von Siedlungsabfällen – TA Siedlungsabfall. vom 14. Mai 1993, (BAnz. S. 4967 und Beilage)
Zementindus.: Bundesverband der deutschen Zementindustrie e.V.. Zitiert in EUWID
Recycling & Entsorgung Nr. 20 vom 12.5.1998, S. 5
296
2.9
Papier
Papier ist als Basismaterial einer modernen Industrie- und Informationsgesellschaft
allgegenwärtig, und auch als "alter" Werkstoff weist Papier weiterhin hohe Verbrauchszuwächse auf. So wurde 2000 in Deutschland mit gut 19 Mio. Tonnen fast doppelt so
viel Papier verbraucht wie im Jahr 1980 (VdP, 2001). Damit liegt die Wachstumsrate
über der des Bruttoinlandsprodukts, das im gleichen Zeitraum real um gut 60 % stieg.
Die Papierproduktion in Deutschland ist sogar noch stärker gestiegen, liegt jedoch unter dem Verbrauch, so dass Deutschland in der Vergangenheit Nettoimporteur von
Papier war (vgl. Abbildung 2.9-1).
Abbildung 2.9-1:
Entwicklung von Papierverbrauch und Papierproduktion in
Deutschland zwischen 1970 und 2000
25.0
20.0
Mio. t
15.0
Papierverbrauch
Papierproduktion
10.0
5.0
0.0
1970
1975
1980
1985
1990
1995
2000
Papier wird für eine Vielzahl von Zwecken verwendet. Da sich die Optionen zur Steigerung der Materialeffizienz und ihre zukünftigen Potenziale je nach Papierproduktgruppe
deutlich unterscheiden, ist es notwendig, im Weiteren zwischen den verschiedenen
Produktgruppen bzw. den zugehörigen Papiersorten zu unterscheiden. Im Wesentlichen können fünf Papiersorten unterschieden werden. Gut die Hälfte des in Deutschland produzierten Papiers wird für graphische Zwecke verwendet, also zum Bedrucken
und Beschreiben (vgl. Abbildung 2.9-2). Von diesen werden die Zeitungsdruckpapiere,
297
die rund 10 % an der Gesamtproduktion ausmachen, getrennt betrachtet, da hier die
Altpapiereinsatzquote bereits bei über 100 % liegt, im Gegensatz zu rund 18 % bei den
übrigen graphischen Papieren109. Über ein Drittel der Papierproduktion wird für Verpackungszwecke verwendet, während die Hygienepapiere mit rund 6 % und die technischen und Spezialpapiere mit 7 % eine relativ geringe Bedeutung haben.
Abbildung 2.9-2:
Aufteilung der Papierproduktion im Jahr 2000 nach Sorten
Technische und
Spezialpapiere
7%
Zeitungsdruckpapier
10%
Hygienepapiere
6%
Verpackungspapiere
37%
Sonstige graphische
Papiere
40%
Quelle: VdP, 2001)
2.9.2 Prozesse der Papierkette
Die mit dem Werkstoff "Papier" zusammenhängende Wertschöpfungskette, die im
Weiteren auch als Papierkette bezeichnet wird, umfasst alle wirtschaftlichen Aktivitäten, die mit der Herstellung von Papier und Papierprodukten, ihrer Nutzung und Entsorgung (einschließlich des Papierrecyclings) verbunden sind. Sie besteht im Wesentlichen aus den folgenden Prozessen:
• der Gewinnung und Bereitstellung von Holz in der Forstwirtschaft sowie als
Industrierestholz in der Holzindustrie,
109 Die
Altpapiereinsatzquote beschreibt das Verhältnis von Altpapiereinsatz zu
Papierproduktion. Eine Quote von mehr als 100 % ist möglich, da ein Teil des Altpapiers bei
der Aufbereitung zum Faserstoff als Reststoff ausgeschieden wird.
298
• der Produktion von primären Faserstoffen aus Holz, d. h. von Holzstoff und Zellstoff
• der Papierproduktion,
• der Verarbeitung von Papier zu den verschiedenen Zwischenprodukten, Papierwa-
ren und Druckerzeugnissen sowie ihre Distribution,
• der Nutzung bzw. dem Verbrauch von Papierprodukten,
• dem Altpapierrecycling, d. h. der Erfassung von und dem Handel mit Altpapier sowie
der Aufbereitung von Altpapier zu einem sekundären Faserstoff und
• der Beseitigung von Altpapier.
Im Hinblick auf den Energieverbrauch haben die Prozesse der Faserstoff- und Papierproduktion die größte Bedeutung. Die vorgelagerten Prozesse der Holzgewinnung, die
weiteren Prozesse der Papierverarbeitung und auch die Transporte in der Papierkette
sind
demgegenüber
nachrangig,
wie
ökobilanzielle
Analysen
gezeigt
haben
(Giegrich/Detzel, 1998). Auch die Entsorgungsphase hat in Bezug auf den Energieverbrauch eine geringe Bedeutung. Hinsichtlich der Treibhausgasemissionen ist sie
gegenwärtig jedoch nicht vernachlässigbar, da bei der Deponierung von Altpapier Methan entsteht. Nach 2005 soll jedoch laut TA Siedlungsabfall die Deponierung von
Siedlungsabfällen auslaufen, so dass im Jahr 2030 keine Methanemissionen aus der
Deponierung von Altpapier zu erwarten sind.
Die weiteren Ausführungen konzentrieren sich daher auf die Faserstoff- und Papierherstellung, deren Herstellungsprozesse kurz beschrieben und hinsichtlich ihres Energiebedarfs charakterisiert werden. Zudem wird die Energieversorgung der Papierindustrie kurz skizziert. Für weitergehende Darstellungen zu den technischen Details sei
z. B. auf die Dokumentation der IKARUS-Datenbank (FIZ, o.J.) oder auf die Fachliteratur verwiesen (z. B. Baumgarten, 1996; Bölle, 1994; Göttsching, 1990).
2.9.2.1 Herstellung von Primärfasern
Für den Einsatz in der Papierherstellung muss das Holz zunächst aufgeschlossen werden. Hierfür kommen mechanische und chemische Aufschlussverfahren zum Einsatz,
die Faserstoffe mit jeweils unterschiedlichen Eigenschaften hervorbringen (Schädler,
1990). Die mit mechanischen Verfahren erzeugten Faserstoffe werden unter dem
Oberbegriff "Holzstoff" zusammengefasst, während die Erzeugnisse chemischer Aufschlussverfahren als Zellstoffe bezeichnet werden. Sowohl Holzstoffe als auch Zellstoffe werden in der Regel in Papierfabriken direkt vor dem Einsatz in der Papierherstellung erzeugt ("integrierte" Erzeugung). Daneben wird vor allem Zellstoff auch für
den Markt produziert.
299
Zur Herstellung von Holzstoff existieren wiederum mehrere Verfahrensvarianten. Die
wichtigsten sind das Steinschliffverfahren zur Herstellung von Holzschliff und das Refinerverfahren zur Herstellung von Thermomechanical Pulp (TMP). Zur Herstellung von
Holzschliff werden Holzstämme, vorwiegend aus langfaserigem Nadelholz, entrindet
und zwischen Schleifsteinen zerfasert. Für die Erzeugung von TMP werden Holzhackschnitzel, die zuvor mit Dampf imprägniert werden, in Refinern gemahlen. Als Ausgangsmaterial für die Holzhackschnitzel dienen sowohl entrindetes Waldholz als auch
Industrierestholz, das als Reststoff aus der holzbe- und –verarbeitenden Industrie
stammt. Die mechanischen Aufschlussverfahren sind durch eine hohe Ausbeute gekennzeichnet. Zwischen 95 % und 98 % des Holzes sind als Holzstoff nutzbar.
Beide Verfahren haben wegen des hohen Kraftbedarfs beim Schleifen bzw. Refining
einen hohen Strombedarf. Beim TMP-Verfahren können bis zu 60 % des Stromeinsatzes als Dampf zurück gewonnen und in der Papierfabrik weiter genutzt werden.
Tabelle 2.9-1:
Spezifischer Strom- und Dampfbedarf zur Herstellung von Holzstoff
Spez. Strombedarf
(GJ/t)
Spez. Dampfbedarf
(GJ/t)
Holzschliff
7,3
0
TMP
8,3
- 3,4
Auch zur Herstellung von Zellstoff existieren verschiedene Verfahrensvarianten. Die
wichtigsten sind das Sulfatzellstoffverfahren und das Sulfitzellstoffverfahren. In beiden
Verfahren werden Holzhackschnitzel nach Zufuhr von Wasser und Aufschlusschemikalien mehrere Stunden gekocht, bis sich das ungewollte Lignin vom Zellstoff gelöst hat
(Baumgarten, 1996). Die beiden Verfahren unterscheiden sich vor allem durch die eingesetzten Aufschlusschemikalien und die Verfahrensauslegung. Die Ausbeute liegt mit
ungefähr 50 % deutlich unter der mechanischer Aufschlussverfahren. Üblicherweise
wird der Zellstoff im Anschluss an den Kochprozess gebleicht. Die im Kochprozess als
Reststoff anfallende Schwarzlauge wird eingedampft und zur Rückgewinnung der Aufschlusschemikalien sowie von Energie verbrannt.
Bis vor kurzem kam in Deutschland nur das Sulfitzellstoffverfahren zum Einsatz. Im
Jahr 2000 ist erstmalig ein Sulfatzellstoffwerk mit einer Jahreskapazität von 280 kt in
den neuen Bundesländern in Betrieb gegangen (Stüber, 2000). Weitere Sulfatzellstoffwerke sind in der Planung. Bei Sulfatzellstoff, dem mengenmäßig wichtigsten Faserstoff, ist die deutsche Papierindustrie allerdings weiter auf hohe Einfuhren angewiesen
(vgl. Tabelle 2.9-2). Daneben wird in Deutschland noch Chemiezellstoff produziert, der
in der Chemieindustrie weiterverarbeitet wird. Mit einer Jahresproduktion von 34 kt hat
dieser Stoff eine vernachlässigbare Bedeutung.
300
Die Zellstoffproduktion ist ebenfalls sehr energieintensiv. Der spezifische Strombedarf
liegt im Mittel bei rund 2,2 GJ / t Zellstoff, der spezifische Dampfbedarf insbesondere
durch den Kochprozess bei gut 12,4 GJ / t. Der Energiebedarf kann jedoch zu einem
beträchtlichen Anteil aus den im Prozess anfallenden Reststoffen gedeckt werden,
insbesondere durch die Verbrennung der mit hohen Anteilen organischer Substanz
angereicherten Schwarzlauge. Moderne Zellstoffwerke sind häufig energieautark oder
gar in der Lage, netto Energie zu liefern.
Tabelle 2.9-2:
Produktion, Verbrauch und Außenhandel von Primärfaserstoffen in der
deutschen Papierindustrie 2000
Produktion
(kt)
Ausfuhr
(kt)
Einfuhr
(kt)
Verbrauch
(kt)
1.342
13
124
1.466
Sulfitzellstoff
621
91
202
785
Sulfatzellstoff
252
259
3.460
3.535
Holzstoff
Quelle: CEPI, 2001; eigene Berechnungen
2.9.2.2 Herstellung von Sekundärfasern aus Altpapier
Altpapier ist inzwischen der mengenmäßig wichtigste Rohstoff für die Papierherstellung
in Deutschland. Die Altpapiereinsatzquote, die das Verhältnis von Altpapiereinsatz zur
Papierproduktion angibt, ist von 42 % im Jahr 1980 auf rund 60 % im Jahr 2000 gestiegen (VdP, 2001). Damit wurden im Jahr 2000 fast 11 Mio. Tonnen Altpapier zur
Papierherstellung eingesetzt. Altpapier fällt zum einen als Ausschuss bei der Herstellung und Distribution von Papier und Papierprodukten an, zum anderen wird es bei den
Verbrauchern im Anschluss an die Nutzungsphase gesammelt. Die Haupteinsatzbereiche für Altpapier liegen in der Herstellung von Verpackungspapieren und –kartons,
Zeitungsdruckpapier und Hygienepapieren.
2.9.2.2.1
Altpapieraufkommen
Das Altpapierpotenzial lässt sich in drei Fraktionen unterteilen (Göttsching et al., 1996):
• Produktionsausschuss in der Papierindustrie und den Papier verarbeitenden
Industriezweigen,
• Papierprodukte, die hergestellt werden, aber nicht in die Nutzungsphase gelangen
(vor allem Remittenden, d. h. unverkaufte Zeitungen, Zeitschriften und Bücher),
• gebrauchte Papierprodukte, die im Anschluss an ihre Nutzung zur Entsorgung
anstehen.
301
Die ersten beiden Fraktionen werden zum Pre-Consumer-Altpapier zusammengefasst,
während die dritte Fraktion als Post-Consumer-Altpapier bezeichnet wird. Nicht zum
Altpapierpotenzial gehören Papierwaren, die nicht erfassbar sind, z. B. weil sie über
das Abwasser entsorgt (Toilettenpapier) oder verbrannt werden und solche, die aufgrund ihres Verschmutzungsgrades nicht zur Verwertung geeignet sind (gebrauchte
Hygienepapierwaren oder Tapeten).
Das Pre-Consumer-Altpapier wird wegen seiner hohen Qualität fast vollständig erfasst
und verwertet. In der Papierindustrie anfallender Produktionsausschuss wird direkt in
den Papierfabriken wieder zur Papierherstellung verwendet. Die in den Papier verarbeitenden Industrien anfallenden Produktionsausschüsse gehen in der Regel an den
Altpapierhandel. Ebenso werden Remittenden vom Handel über die Verlage an den
Altpapierhandel abgegeben.
Zur Erfassung und Rückführung gebrauchter Papierprodukte ist eine deutlich aufwendigere Logistik erforderlich, da diese flächendeckend anfallen. Wichtige Anfallstellen
sind:
• ein- und auspackende Gewerbe- und Handelsbetriebe,
• sonstige Unternehmen, insbesondere Dienstleistungsunternehmen,
• die öffentliche Verwaltung und
• private Haushalte.
In der Vergangenheit und insbesondere seit Inkrafttreten der Verpackungsverordnung
im Jahr 1991 ist die Rücklaufquote von Altpapier, d. h. der Anteil des erfassten Altpapiers an der verbrauchten Papiermenge, deutlich gestiegen. Zugenommen haben jedoch vorwiegend die unteren Altpapierqualitäten, die z. B. über das Duale System in
den Haushalten erfasst werden. Da die Nachfrage nach diesen Altpapiersorten im Inland nicht in gleichem Maße gestiegen ist, kam es in den vergangenen Jahren zu einer
deutlichen Zunahme der Altpapierexporte. Zur Deckung ihres Bedarfs an höheren Altpapierqualitäten ist die Papierindustrie weiterhin auf Importe angewiesen. Vom inländisch verfügbaren Altpapierpotenzial wird der überwiegende Teil in der Papierindustrie
eingesetzt. Der Rest wird entweder separat erfasst und außerhalb der Papierindustrie
verwertet (z. B. in Kompostierungsanlagen) oder mit dem Hausmüll erfasst und beseitigt (vgl. Tabelle 2.9-3).
302
Tabelle 2.9-3:
Aufkommen und Entsorgung von Altpapier im Jahr 2000 in Deutschland
Menge in kt
Inlandsverbrauch Papierprodukte
Anteil am Inlandsverbrauch
Papierprodukte
17.407
100,0 %
702
4,0 %
- Nicht erfassbare/verwertbare Papierabfälle
2.225
12,8 %
= Altpapierpotenzial aus Papierprodukten
14.480
83,2 %
+ Pre-consumer-Papierabfälle
1.498
8,6 %
+ Altpapierimporte
1.327
7,6 %
= Potenzielles Altpapieraufkommen
17.305
99,4 %
- Altpapierexporte
3.927
22,6 %
= Inländisches Altpapierpotenzial
13.378
76,8 %
- davon in der Papierindustrie genutzt
10.992
63,1 %
- außerhalb Papierindustrie entsorgt
2.386
13,7 %
- Langlebige Produkte
Quelle: VdP, 2001; eigene Berechnungen
2.9.2.2.2
Altpapieraufbereitung
Altpapier wird in der Regel in den Papierfabriken, d. h. integriert, für den Einsatz in der
Papiermaschine aufbereitet. Die Aufbereitung zu Altpapierstoff wird je nach Einsatzbereich unterschiedlich ausgelegt (Weidhaas, 1990). Allen Verfahren gemeinsam ist die
Zerfaserung des Altpapiers, die Reinigung und Abtrennung von Störstoffen wie Folien,
Klammern oder Klebern sowie die anschließende Eindickung. Bei höheren Anforderungen an die optischen Eigenschaften des altpapierhaltigen Papiers kann die Entfernung von Druckfarben und Füllstoffen durch eine Deinking- oder Wasch-Stufe unter
Zugabe von Chemikalien sowie eine Bleiche des Altpapierstoffs erfolgen. Je nach
Auslegung ist die Altpapieraufbereitung mit unterschiedlich hohen Stoffverlusten verbunden, die von ca. 6 % bei der einfachen Aufbereitung für Verpackungspapiere und –
kartons bis über 30 % bei der Aufbereitung für Hygienepapiere reicht.
Hinsichtlich des Energiebedarfs ist es sinnvoll, zwischen einem einfachen Aufbereitungsverfahren und einer aufwendigeren Aufbereitung für Hygienepapiere oder graphische Papiersorten, die zusätzlich eine Deinking- oder Waschstufe sowie eine Bleichstufe enthält, zu unterscheiden. Tabelle 2.9-4 enthält Schätzwerte für den mittleren
spezifischen Strom- und Dampfbedarf der beiden Verfahren.
Tabelle 2.9-4:
303
Mittlerer Strom- und Dampfbedarf für die Altpapieraufbereitung
Spez. Strombedarf Spez. Dampfbedarf
(GJ/t)
(GJ/t)
Einfache Altpapieraufbereitung
0,7
0,3
Hochwertige Altpapieraufbereitung
(inkl. De-Inking, Waschen)
1,2
0,5
Quelle: Merkel, 1997; Göttsching et al., 1996; Plätzer et al., 1998; eigene Berechnungen
2.9.2.3 Herstellung von Papier110
Die eigentliche Papierherstellung beinhaltet drei Schritte:
• die Stoffaufbereitung,
• die Herstellung der Papierbahn in der Papiermaschine und
• die Papierveredelung.
Je nach hergestellter Papiersorte kommt eine jeweils andere Mischung von Holzstoff,
Zellstoff und Altpapierstoff zum Einsatz. In der Stoffaufbereitung werden die Faserstoffe aufgelöst, gereinigt, eventuell gemahlen und gemischt (Göttsching, 1990). Hier
werden auch die jeweils benötigten Füllstoffe und Hilfsstoffe zugesetzt. Als Füllstoffe
werden vorwiegend mineralische Produkte wie Kaolin und gemahlenes Calciumcarbonat verwendet. Zur gezielten Beeinflussung der Papierqualität und zur Optimierung des
Herstellungsprozesses wird darüber hinaus eine Vielfalt chemischer Hilfsstoffe zugemischt (Baumann/Herberg-Liedtke, 1994; Auhorn/Linhart, 1990). Die mittlere Zusammensetzung von Papier in Deutschland zeigt Tabelle 2.9-5.
Tabelle 2.9-5:
Zusammensetzung der Einsatzstoffe zur Papierproduktion 1995
Einsatzstoff
Menge (kt)
Anteile
Holzstoff
1.547
7,3 %
Zellstoff
4.407
20,9 %
Altpapier
10.992
52,2 %
Füllstoffe und Hilfsstoffe
4.125
19,6 %
Summe
21.071
100,0 %
Quellen: VdP, 1997; StBA, 1997; eigene Berechnungen
110 Üblicherweise
werden je nach Dicke Papier, Pappe und Karton unterschieden.
Vereinfachend wird im Folgenden der Begriff Papier als Sammelbegriff verwendet.
304
Nach einer weiteren Verdünnung gelangt die Faserstoff-Füllstoff-Suspension zur Papiermaschine, wo bis zur Bildung der fertigen Papierbahn die Verfahrensstufen Stoffauflauf, Siebpartie, Pressenpartie und Trockenpartie durchlaufen werden. Anschließend kann noch eine Oberflächenbehandlung des Papiers z. B. durch Glätten, Leimung, Streichen oder Satinieren erfolgen (von Raven/Höke, 1990). Gestrichene Papiere und Kartons erhalten nach der Blattbildung einen ein- oder beidseitigen Pigmentstrich, der ihre Oberflächeneigenschaften und insbesondere ihre Bedruckbarkeit verbessert.
Die Papierherstellung ist insbesondere wegen der Trocknungsstufe sehr energieintensiv. Hinsichtlich des spezifischen Energiebedarfs gibt es große Unterschiede zwischen
den verschiedenen Papiersorten. Die durchschnittlichen Werte liegen bei einem
Strombedarf von 2,2 GJ / t Papier und einem Wärmebedarf von 5,1 GJ/t.
2.9.2.4 Die Energieversorgung in der Papierindustrie
In den vorangegangenen Abschnitten wurden die prozessspezifischen Strom- und
Dampfverbräuche genannt. Die Strom- und Dampfbereitstellung erfolgt entweder in
eigenen Energiewandlungsanlagen oder durch Fremdbezug (vgl. Abbildung 2.9-3).
Die Papierindustrie erhält einen Teil ihres Strom- und Wärmebedarfs aus dem öffentlichen Netz. Aufgrund des kontinuierlich hohen Strom- und Wärmebedarfs erfolgt jedoch
die Energiebereitstellung in der Papierindustrie zu einem großen Anteil mittels KraftWärme-Kopplungsanlagen (KWK-Anlagen). Dieser Anteil hat sich jedoch in den letzten
beiden Jahrzehnten deutlich verringert. Wurden 1980 noch 60 % des Strombedarfs in
KWK-Anlagen erzeugt, waren es im Jahr 2000 nur noch 28 %. Im Jahr 2000 wurde der
Brennstoffbedarf zur Wärme- und Stromerzeugung überwiegend durch Erdgas (58 %)
und Kohle (18 %) gedeckt. Der Anteil des eingesetzten Heizöls betrug 3 %. Klimaneutrale Reststoffe aus den Produktionsprozessen (Schwarzlauge, Rinden, Spuckstoffe)
trugen mit knapp 15 % zum Brennstoffeinsatz bei. Die übrigen 6 % wurden als Fremddampf bezogen.
Abbildung 2.9-3:
305
Die Energieversorgung der Papierindustrie im Jahr 2000
Strombezug (41 PJ)
Kohle (25 PJ)
Prozesse zur
Faserstoff- und
Papierproduktion
Wasserkraftwerke
Heizöl (4 PJ)
Kraft-Wärme-Kopplung
Strombedarf
(56 PJ)
Erdgas (79 PJ)
Wärmebedarf
Dampferzeuger
Reststoffe (21 PJ)
Fernwärme (8 PJ)
Quelle: Eigene Darstellung; Daten aus VdP (2001)
2.9.3 Maßnahmen zur Steigerung der Materialeffizienz in der Papierkette
In den folgenden Abschnitten werden verschiedene Maßnahmen zur Steigerung der
Materialeffizienz in der Papierkette beschrieben, untergliedert nach den Kategorien
Recycling, Materialsubstitution und effizientere Materialnutzung. Für die Abschätzung
der Energieeinsparung, die mit der Umsetzung dieser Maßnahmen im Jahr 2030 verbunden wäre, werden Angaben zum jeweiligen Anwendungspotenzial dieser Maßnahmen gemacht. Diese sind angesichts des langen Zeithorizonts notwendigerweise mit
Unsicherheiten verbunden und sollten eher als Anhaltspunkte für Größenordnungen
denn als Prognosen verstanden werden. Insbesondere ist bei einigen Maßnahmen
noch unsicher, ob sie sich bereits autonom durchsetzen können, oder ob ihre Realisierung besondere Anstrengungen erfordern werden. Diesen Unsicherheiten wurde insofern durch die Szenariendefinition Rechnung getragen, als im Referenzszenario von
einer eher vorsichtigen Umsetzung ausgegangen wird, während das Materialeffizienzszenario eine eher starke Umsetzung der Maßnahmen widerspiegelt.
306
2.9.3.1 Recycling
In der Vergangenheit hat die Bedeutung von Altpapier als Faserstoffquelle für die Papierherstellung stark zugenommen. Dessen Einsatzquote im Verhältnis zur Papierproduktion ist von 46 % im Jahr 1970 auf rund 60 % im Jahr 2000 gestiegen (vgl. Abbildung 2.9-4), so dass Altpapier inzwischen den mengenmäßig wichtigsten Rohstoff für
die Papierherstellung in Deutschland darstellt. Dazu hat maßgeblich die Abfallgesetzgebung seit 1986 und insbesondere die Verpackungsverordnung von 1991 beigetragen, die die getrennte Erfassung von Altpapier befördert haben.
Abbildung 2.9-4:
Entwicklung der Altpapiereinsatzquote in Deutschland zwischen
1970 und 2000
80%
70%
60%
50%
Altpapiereinsatzquote
Altpapierrücklaufquote
Altpapierexportquote
40%
30%
20%
10%
0%
1970
1975
1980
1985
1990
1995
2000
Altpapiereinsatzquote: Anteil des Altpapiers an der Papierproduktion
Altpapierrücklaufquote: Anteil des Altpapieraufkommens am Papierverbrauch
Altpapierexportquote: Anteil des exportierten Altpapiers am Papierverbrauch
Quelle: VdP, 2001; eigene Berechnungen
Die in Deutschland fehlende Sulfatzellstoffproduktion und die mit der Verwendung des
Rohstoffs Altpapier verbundenen Kostenvorteile haben darüber hinaus tendenziell zu
einer Spezialisierung der Papierproduktion auf altpapierhaltige Papiersorten beigetragen. Die zunehmende Altpapiererfassung hatte jedoch auch ein stark gestiegenes Aufkommen an niedrigen Altpapiersorten zur Folge, die nicht in der heimischen Papierindustrie verwertet, sondern exportiert wurden. Entsprechend haben die Altpapierexporte
seit 1990 deutlich zugenommen.
307
Die Haupteinsatzbereiche für Altpapier liegen derzeit in der Herstellung von Verpackungspapieren, Hygienepapieren und Zeitungsdruckpapier (vgl. Tabelle 2.9-6). Bei
Verpackungspapieren mit fast 100 % und bei Zeitungsdruckpapieren mit über 100 %
Altpapiereinsatzquote sowie bei den Spezialpapieren gilt das Potenzial als ausgeschöpft (Göttsching, 1996). Hygienepapiere bieten zwar noch ein Steigerungspotenzial,
haben jedoch nur einen geringen Anteil an der gesamten Papierproduktion. Ein deutliches Wachstum des Altpapiereinsatzes ist daher nur im Bereich der graphischen Papiere möglich. Definitionsgemäß kann Altpapier nur zur Herstellung der so genannten
holzhaltigen Papiersorten eingesetzt werden. Allerdings ist in einigen Bereichen die
Substitution von holzfreien Sorten (z. B. Kopierpapier) durch altpapierhaltige Sorten
oder Recyclingpapiere möglich.
Tabelle 2.9-6:
Altpapiereinsatzquoten im Jahr 2000 nach Papiersorten
Papiersorte
Altpapiereinsatzquote
Zeitungsdruckpapier
117 %
Sonstige graphische Papiere
18 %
Verpackungspapiere
95 %
Hygienepapiere
74 %
Technische und Spezialpapiere
41 %
Quelle: VdP (2001)
Zum anderen hängt die künftig erzielbare Altpapiereinsatzquote auch von der Qualität
des zur Verfügung stehenden Altpapiers ab. Es ist abzusehen, dass eine Steigerung
des Altpapiereinsatzes bei der Herstellung graphischer Papiersorten zu höheren Anforderungen an die Altpapierqualität führen wird. Demgegenüber bestehen Tendenzen,
die zu einer sinkenden Qualität des erfassten Altpapiers führen können. Zum einen
lassen sich die zusätzlich benötigten Altpapiermengen vor allem in den Haushalten
erfassen, wo die Altpapierqualität wegen der fehlenden Sortenreinheit und dem Ausmaß von Fremdstoffen eher gering ist. Zum anderen erschwert die Gestaltung von Papiererzeugnissen das Recycling, wenn Roh- und Hilfsstoffe zum Einsatz kommen, die
sich mit den herkömmlichen Deinkingtechniken nicht entfernen lassen. Beispiele hierfür
sind die Verwendung wasserbasierter Druckfarben im Flexodruckverfahren, das Digitaldruckverfahren oder der Einsatz nicht recyclingfreundlicher Klebstoffe (Krauthauf,
2002). Es ergibt sich also eine Diskrepanz zwischen steigenden Anforderungen an die
Altpapierqualität und tatsächlich sinkender Qualität des zusätzlich erfassbaren Altpapieraufkommens. Diese Diskrepanz lässt sich durch drei Strategien auflösen:
• durch die Verbesserung der Sortenreinheit des erfassten Altpapiers,
308
• durch die recyclingfreundliche Gestaltung von Papiererzeugnissen und
• durch die weitere Optimierung der Altpapieraufbereitungsverfahren.
Die Verbesserung der Sortenreinheit kann einerseits durch eine getrennte Erfassung
von graphischen Papieren und Verpackungen erfolgen. Hierzu liegen erste Erfahrungen aus Modellversuchen in deutschen Gemeinden vor (Intecus, 2000). Allerdings
kann sich die getrennte Erfassung nachteilig auf die Höhe der erfassten Altpapiermengen auswirken. Andererseits befinden sich automatische Sortierverfahren in der Entwicklung, mit denen sich die Qualität des erfassten Altpapiers nachträglich verbessern
lässt (Krauthauf, 2002). Einem wirkungsvollen Qualitätsmanagement kommt ebenfalls
eine hohe Bedeutung zu (Kibat, 2002).
Für die Verbesserung der Deinkbarkeit von Papiererzeugnissen ist entscheidend, dass
bereits bei ihrer Gestaltung und der Auswahl der Verarbeitungstechniken die spätere
Recyclingfreundlichkeit ein wichtiges Entwicklungs- und Entscheidungskriterium darstellt. Dazu ist es notwendig, dass alle beteiligten Akteure der Papierkette, insbesondere die Papierhersteller, die Druckfarben- und Klebstoffhersteller, die Druckmaschinenhersteller, die Druckereien und Papierverarbeiter sowie der Altpapierhandel kooperieren.
Auf der anderen Seite kommt der weiteren Optimierung der Altpapieraufbereitungsverfahren eine wichtige Rolle zu, damit die dann noch bestehenden Problemstoffe aus
dem Altpapier entfernt werden können. Dies ist ebenfalls Gegenstand verschiedener
Entwicklungsanstrengungen (Patrick, 2001; Toland, 2003).
Falls das für eine weitere Steigerung des Recyclings benötigte Altpapier in der erforderlichen Qualität vorliegt, ist eine wichtige Bedingung für einen weitergehenden Altpapiereinsatz bei der Herstellung graphischer Papiersorten (ohne Zeitungsdruckpapier)
erfüllt. Im Jahr 2000 lag die durchschnittliche Altpapiereinsatzquote bei rund 18 %. Einzelne Papierhersteller decken ihren Faserstoffbedarf bei holzhaltigen SC- und LWCPapieren bereits bis zu 30 % durch Altpapierstoff (Haindl, 1997; Krauthauf/Stöckler,
1999). Auch bei hochwertigen Büchern ist ein 25 - 50 %iger Altpapierstoffanteil am
Faserstoffeinsatz möglich (Buchert et al., 1997). Die Verwendung von Altpapier wird in
Deutschland auch durch das verhältnismäßig geringe Alter der Altpapierfasern erleichtert. Denn die hohen Einfuhrmengen graphischer Papiere auf der Basis von Primärfasern sorgen für die permanente Zufuhr von Frischfasern aus dem Ausland. Entscheidend ist jedoch, ob die Verbraucher graphischer Papierprodukte höhere Altpapieranteile auch bei hochwertigen Erzeugnissen akzeptieren, da sich insbesondere die
optischen Eigenschaften von denen altpapierfreier Papiererzeugnisse unterscheiden.
Letztlich ist daher eine höhere Altpapiereinsatzquote bei Vorliegen geeigneter Altpa-
309
pierqualitäten weniger eine Frage der technischen Möglichkeiten, sondern eher der
Marktakzeptanz.
Da die Substitution von Primärfasern durch Sekundärfasern für die Papierhersteller
auch mit Kostenvorteilen verbunden ist, dürfte sich die Altpapiereinsatzquote bei der
Herstellung graphischer Papiere (ohne Zeitungsdruckpapier) bereits im Referenzfall
weiter erhöhen. Eine Steigerung bis auf 30 % im Jahr 2030 ist denkbar. Unterstellt man
die notwendige Akzeptanz bei den Verbrauchern und die Umsetzung der erforderlichen
politischen Maßnahmen, z. B. hinsichtlich der Verbesserung der benötigten Altpapierqualitäten, so könnte diese Quote noch weiter gesteigert werden. Für die Berechnung
des Energieeinsparpotenzials im Materialeffizienzszenario wird ein Wert von 50 % angenommen.
2.9.3.2 Materialsubstitution
Die Substitution von Papier durch andere Werkstoffe bzw. alternative Produkte und
Dienstleistungen ist im wesentlichen in zwei Segmenten der Papierproduktion denkbar,
bei den Verpackungspapieren einerseits und den graphischen Papieren andererseits.
Betrachtet man die Entwicklung des Verbrauchs von Papierverpackungen seit 1991, so
ist festzustellen, dass sich ihr Anteil am gesamten Verpackungsvolumen von 41,5 %
auf 45,4 % im Jahr 2000 erhöht hat (UBA, 2001). In absoluten Mengen stagnierte der
Verbrauch von Papierverpackungen, während der gesamte Verpackungsverbrauch um
rund 10 % zurückging. Dies spricht dafür, dass Papierverpackungen in der Vergangenheit nicht durch direkte Substitution an Bedeutung gewonnen haben, sondern wegen
des Verbrauchsrückgangs insbesondere der schweren Verpackungswerkstoffe. Papier
steht auch nicht in einem sehr starken Substitutionswettbewerb mit den anderen Verpackungswerkstoffen. Dieser besteht eher zwischen den im Getränkebereich verwendeten Verpackungen, die im Kapitel "Glas und Glasprodukte" behandelt werden. Die
weiteren Ausführungen in diesem Abschnitt konzentrieren sich daher auf die Substitutionspotenziale im Segment der graphischen Papiere durch neue Informations- und
Kommunikationstechnologien (IuK-Technologien) und die zugehörigen Dienstleistungen.
Bisher haben Informations- und Kommunikationstechnologien eher zu einer Steigerung
des Verbrauchs graphischer Papiere geführt. In einigen Segmenten haben Verschiebungen zwischen Papiererzeugnissen stattgefunden (z. B. von Formularen und Vordrucken hin zu Kopier- oder Ink-Jet-Papier, vgl. van den Reek, 1999). In anderen Segmenten (z. B. Wörterbücher, Verzeichnisse, Lexika) haben neue Informationsträger wie
CDs und das Internet Druckerzeugnisse jedoch bereits zum Teil ersetzt.
310
In Zukunft ist eine weitere Reduktion des Papierverbrauchs denkbar, beispielsweise
weil zunehmend
• elektronisches Dokumentenmanagement die Papierablage verdrängt,
• über E-Mail statt per Brief oder Fax kommuniziert wird,
• der Zugang zu Informationen aller Art (Zeitungs-, Zeitschriften- oder Kataloginhalte,
Nachschlagewerke) über neue Medien wie CD-ROMs und vor allem das Internet
stattfindet,
• die Verdrängung von Anzeigenblättern durch Internet-Marktplätze erfolgt oder
• Werbung zunehmend in den neuen Medien stattfindet.
Ob sich diese Entwicklungen durchsetzen und zu einer Substitution von Papier führen,
hängt entscheidend von der Diffusionsgeschwindigkeit der benötigten alternativen Produkte und Dienstleistungen, von den künftigen Kosten der Papiersubstitute und der
Akzeptanz der papierlosen Alternativen durch die Verbraucher ab. Eine Prognose ist
derzeit schwer möglich, zumal bisher nur wenige Studien vorliegen, die sich systematisch mit dem Einfluss elektronischer Medien auf den Papierverbrauch befasst haben.
In BCG (1999) wird dieser Einfluss für verschiedene Länder und die wichtigsten Papieranwendungen mit einem Zeithorizont bis 2003 untersucht. Die höchsten Substitutionspotenziale werden für Anwendungen erwartet, bei denen Suchfunktionen,
Aktualität, Interaktivität sowie schnelle und gezielte Informationsvermittlung eine hohe
Bedeutung haben. Entsprechend könnten Nachschlagewerke und Verzeichnisse,
Kataloge, ausgewählte Bücher- und Zeitschriftensegmente sowie Zeitungen am
stärksten betroffen sein. Für diese Anwendungen werden bis zum Jahr 2003
Verbrauchsrückgänge
zwischen
6
und
12 %,
bei
Nachschlagewerken
und
Verzeichnissen bis zu 23 % für möglich gehalten. Die Vergleichsgröße ist dabei der für
einen Referenzfall prognostizierte Verbrauch im Jahr 2003. In einer anderen
Untersuchung wird für Zeitungen bis 2020 sogar ein Verbrauchsrückgang um über
30 % gegenüber dem Stand von 1995 für möglich gehalten, wobei eine hohe
Akzeptanz elektronischer Konkurrenzmedien unterstellt wird (Obersteiner/Nilsson,
2000).
Darüber hinaus könnte auch eine Verlagerung der Werbung in die elektronischen Medien zu einem geringeren Papierverbrauch führen. Dieser beträfe zum einen direkt die
konkurrierenden Papieranwendungen wie lokale Anzeigenblätter, Beilagen oder Direct
Mail-Sendungen, indirekt aber auch Zeitungen oder Zeitschriften, deren Rentabilität
wesentlich vom Anzeigenvolumen abhängt (Romm, 1999). Andere Druckerzeugnisse
wie Publikumszeitschriften oder Bücher mit belletristischem Inhalt werden als weniger
gefährdet eingeschätzt (BCG, 1999; Hoppe/Baumgarten, 1997). Hier sind die Vorteile
elektronischer Medien nicht so groß wie in den anderen genannten Segmenten. Als
311
Hemmnisse werden Lesegewohnheiten und die "emotionale" Verbundenheit zum Papier genannt.
Entscheidend für den Einfluss der Informations- und Kommunikationstechnologien auf
den Papierverbrauch dürfte auch sein, wie sehr elektronisch übertragene und dargestellte Informationen von den Nutzern auf Papier ausgedruckt werden. Falls dies in
hohem Maß erfolgt, wäre die Konsequenz lediglich eine Verschiebung des Papierverbrauchs hin zu Kopier- und anderen Formatpapieren. Die bisherige Entwicklung
spricht eher für eine derartige verbrauchssteigernde Wirkung der IuK-Technologien.
Wenig ergonomische Displaytechniken haben bisher nicht zu einer Verdrängung von
Papier geführt. Die seit kurzem auf dem Markt verfügbaren E-Books, mit denen sich
Buchinhalte digital auf ein Wiedergabegerät mit LCD-Display laden lassen, scheinen
bisher in einem Nischenmarkt zu verbleiben. Der Übergang von Papier als Informationsträger zu elektronischen Informationsträgern könnte in Zukunft jedoch einen deutlichen Schub durch neue Entwicklungen wie das "elektronische Papier" (Heise, 1999a;
Froböse, 2001; Jacobson et al., 1997) erfahren, die sich wie Papier handhaben lassen,
jedoch elektronisch wiederbeschreibbar sind. Ebenfalls in der Entwicklung sind farbige
hochflexible und ebenfalls elektronisch ansteuerbare Polymerdisplays (Visser, 2000;
Flohr/Grohs, 1999). Experten, die in der "Delphi-Studie zur globalen Entwicklung von
Wissenschaft und Technik" befragt wurden, rechnen mit einer Kommerzialisierung dieser Techniken um das Jahr 2010 (ISI, 1998).
Die Einschätzung des künftigen Anwendungspotenzials dieser Alternativen zu Papier
ist mit hohen Unsicherheiten verbunden. Ob der Papierverbrauch verringert werden
kann, hängt dabei sehr von den jeweiligen Papierprodukten und vom Verhalten der
Akteure ab. Nach ersten Schätzungen ist langfristig für die Bundesrepublik ein gegenüber der Referenzentwicklung um rund 25 bis 30 % geringerer Verbrauch graphischer
Papiersorten denkbar (Nathani, 2003). Eine Untersuchung des für Westeuropa vorhandenen Potenzials zur Einsparung graphischer Papiersorten, die auch weitere Materialeffizienzmaßnahmen einschließt, nennt einen Schätzwert von 25 %, der bis 2015
realisierbar sei (van den Reek, 1999). Bei einigen Druckerzeugnissen (z. B. technischen Handbüchern, Nachschlagewerken oder Verzeichnissen) kann bereits im Referenzszenario von einer geringen Substitutionswirkung ausgegangen werden. Geht man
von einer stärkeren Diffusion papiersparender Technologien und Dienstleistungen und
einer entsprechenden Akzeptanz bei den Nutzern aus, so erscheint ein weiter erschließbares Substitutionspotenzial von 20 % bis 2030 erreichbar.
312
2.9.3.3 Effizientere Materialnutzung
Eine Steigerung der Materialeffizienz ist sowohl bei der Herstellung von Papier und
Papiererzeugnissen als auch bei ihrer Nutzung möglich.
Im engen Sinn bedeutet Materialeffizienz eine Verringerung des spezifischen Flächengewichts von Papier unter Beibehaltung der Funktion des Papiererzeugnisses. Dieses
wurde bereits in der Vergangenheit kontinuierlich gesenkt. Das durchschnittliche Flächengewicht von Zeitungsdruckpapier betrug Ende der 60er Jahre rund 52 g/m²
(Nordman, 1999). Die Entwicklung zu dem heute durchschnittlichen Flächengewicht
von 45 g/m² (van den Reek, 1999) entspricht einer Reduktion des Papierverbrauchs
um gut 13 %. Eine ähnliche Entwicklung ist auch bei anderen Papiersorten, die z. B.
zur Herstellung von Zeitschriften oder Katalogen verwendet werden, festzustellen. Die
Hauptmotivation für diese Effizienzgewinne war die Einsparung von Kosten für Papier
und sowie Transport- und Portokosten für den Vertrieb von Papierprodukten (Zeitungen, Kataloge). In Japan werden für Kopierpapiere deutlich leichtere Papiersorten als
in Deutschland verwendet (65 g/m² gegenüber 80 g/m² nach Abramowitz/Mattoon;
1999).
In einigen graphischen Papiersegmenten kann das sogenannte "Print on Demand"
langfristig dazu beitragen, Überproduktion zu vermeiden. Drucken nach Bedarf wird
durch neue digitale Druckverfahren ermöglicht, bei denen durch Wegfall der
Druckformerstellung und der damit verbundenen auftragsbezogenen Fixkosten sehr
kleine Auflagen wirtschaftlich gedruckt werden können. Verteiltes Drucken und
regionales Print on Demand scheitern derzeit meist an zu hohen Kosten und dem
Problem der Qualitätskontrolle. Die zu erwartende technische Weiterentwicklung und
Preissenkungen werden aber Druck vor Ort interessant machen, zumal mittlerweile
immer mehr Verlage die Möglichkeit erkennen, hierdurch die mit Überproduktion und
Lagerhaltung von Büchern verbundenen Kosten in den Griff zu bekommen
(Schön/Hafkesbrink et al., 2003).
Im Verpackungsbereich können zudem Veränderungen des Verpackungsdesigns zu
Materialeinsparungen führen. Untersuchungen zeigen, dass Unternehmen, die sich
dieser Thematik annehmen, in relativ kurzer Zeit spezifische Verringerungen des Verpackungsverbrauchs um 20 bis 30 % erreichen können (IIED, 1996; Abramowitz/Mattoon, 1999). Für die Szenarienrechnungen zur Ermittlung des Energieeinsparpotenzials wird von den folgenden Werten ausgegangen. Für graphische Papiersorten
313
wird gegenüber dem Referenzszenario eine weitere Verbesserung der Materialeffizienz
um 10 % unterstellt111, und für Verpackungspapiere um 15 %.
Auf der Seite der Nutzung von Papiererzeugnissen kann eine Vielzahl von Maßnahmen zur Verringerung des Papierverbrauchs beitragen. Beispiele im Haushalts- und
Bürobereich sind:
• die stärkere Nutzung von Kopierern und Druckern mit der Möglichkeit, doppelseitig
und mehrere Seiten pro Blatt auszudrucken,
• organisatorische Maßnahmen zur Verringerung von Fehldrucken,
• die Weiterverwendung einseitig beschrifteten oder bedruckten Papiers.
Zur Realisierung solcher Maßnahmen sind zunächst ein entsprechendes Problembewusstsein und in Unternehmen oder staatlichen Behörden zentrale organisatorische
Vorgaben erforderlich. Liegen diese vor, so lässt sich der spezifische Papierverbrauch
innerhalb weniger Jahre um 15 % bis 30 % senken. Dies konnten Unternehmen wie die
British Telecom oder AT&T, die sich gezielt ihres Papierverbrauchs annahmen, zeigen
(Robins/Roberts, 1996). Einige Unternehmen beziehen das Ziel, ihren Papierverbrauch
zu reduzieren, bereits in ihre Umwelterklärungen ein (vgl. Hypovereinsbank, 2000). Im
Rahmen einer 1994 vom WWF in den Niederlanden gestarteten Aktion konnten die
beteiligten Unternehmen ihren Papierverbrauch innerhalb eines Jahres um 10 % reduzieren, ohne Investitionen zu tätigen.
Die Verwendung von Papier für Werbezwecke weist derzeit die höchsten Wachstumsraten mit bis zu 8 % pro Jahr auf (Hennig, 1997). Dies gilt besonders für Beilagen und
Flugblätter sowie Direct Mail-Sendungen, die die Haushalte unaufgefordert erhalten.
Hier liegt insofern eine ineffiziente Nutzung des Werkstoffs "Papier" vor, als diese Sendungen auch diejenigen Haushalte erreichen, die an ihnen nicht interessiert sind. Zum
Teil haben die Haushalte die Möglichkeit, das Werbematerial abzulehnen, z. B. indem
sie entsprechende Aufkleber an Ihren Briefkästen anbringen oder sich in die sogenannte Robinson-Liste eintragen lassen, falls sie keine Direct-Mail-Sendungen wünschen. Auch hier hängt die Verbreitung der Maßnahmen stark vom Problembewusstsein der Haushalte und ihrer Kenntnis über mögliche Maßnahmen ab.
Für die Ermittlung des Energieeinsparpotenzials wird angenommen, dass der
Verbrauch graphischer Papiere durch die oben genannten Maßnahmen gegenüber der
Referenzentwicklung um rund 10 % reduziert werden kann.
111 In
den bezüglich Porto sensitiven Papiersegmenten dürfte sich das spezifische
Flächengewicht bereits im Referenzszenario weiter verringern.
314
Das Energiesparpotenzial durch Maßnahmen zur Verbesserung der Materialeffizienz
bei der Herstellung und Nutzung von Papier ergibt sich aus dem Vergleich eines Referenzszenarios mit einem Szenario "Hohe Materialeffizienz", in dem von einer Umsetzung der in den vorigen Kapiteln erläuterten Maßnahmen ausgegangen wird. Das Referenzszenario berücksichtigt bereits diejenigen Materialeffizienzmaßnahmen, von denen angenommen werden kann, dass sie autonom, d. h. ohne besondere Anstrengungen seitens der Akteure in Politik und Wirtschaft umgesetzt werden. Darüber hinaus
wird auch versucht abzuschätzen, mit welchen Energieeinsparungen die Referenzentwicklung gegenüber einer hypothetischen Entwicklung mit eingefrorener Materialeffizienz einhergeht.
2.9.4.1 Szenarienannahmen
Für die Berechnung der Energieeinsparpotenziale wird vereinfachend von zwei "synthetischen" Papiersorten ausgegangen, einem Recyclingpapier, das zu 100 % aus Altpapier besteht und einer Papiersorte aus Primärfasern, d. h. aus Holz- und Zellstoff.
Ein zunehmendes Recycling wird durch einen steigenden Anteil des Recyclingpapiers
an der gesamten Papierproduktion abgebildet. Für diese beiden Papiersorten wurde jeweils der spezifische Primärenergiebedarf berechnet, der zur Herstellung der Faserstoffe und des Papiers benötigt wird. Er beträgt 14,7 GJ pro Tonne Recyclingpapier
und 18,5 GJ pro t Primärfaserpapier. Da die deutsche Papierindustrie einen sehr hohen Anteil der benötigten Primärfasern, insbesondere Sulfatzellstoff importiert, stellt
der letztgenannte Wert jedoch eine Unterschätzung dar, da der Energieaufwand zur
Herstellung der importierten Faserstoffe nicht einbezogen ist. Werden die importierten
Faserstoffe bei der Berechnung des spezifischen Primärenergiebedarfes mit einbezogen, so erhöht sich dieser auf 25,8 GJ pro Tonne Papier. Bei der Verwendung dieses
Wertes ist wiederum zu berücksichtigen, dass der hinzukommende Energiebedarf, der
insbesondere für die Sulfatzellstoffherstellung benötigt wird, ganz überwiegend aus der
erneuerbaren Ressource Holz gewonnen wird und damit keine Klimarelevanz besitzt.
Um die Energieeinsparung für das Jahr 2030 nicht zu überschätzen, wird die zu erwartende Verbesserung der Energieeffizienz in der Papierindustrie mit einbezogen.
Zwischen 1980 und 2000 hat sich der spezifische Primärenergiebedarf der deutschen
Papierindustrie von 23,7 GJ/t Papier auf 16,5 GJ/t verringert, das entspricht rund 30 %
oder im Mittel 1,8 % pro Jahr. Für die nächsten 30 Jahre ist nicht mit einer Energieeffizienzsteigerung in gleichem Umfang zu rechnen. Analysen des Fraunhofer ISI im
Rahmen des IKARUS-Projekts lassen im Referenzszenario eine durchschnittliche Verbesserung der Energieeffizienz in der Größenordnung von 1 % pro Jahr erwarten. Dies
315
entspricht einer weiteren Verringerung des spezifischen Energiebedarfs um 25 % über
die nächsten 30 Jahre. Für die Szenarienrechnungen wurde unterstellt, dass sich der
spezifische Energiebedarf beider betrachteter Papiersorten in allen Szenarien um diesen Wert verringert.
Bei der Festlegung der Szenarien wurden die folgenden weiteren Annahmen getroffen.
Szenario "Eingefrorene Materialeffizienz"
• Dieses Szenario bildet eine fiktive Entwicklung ab, in der nach 2000 keine
Verbesserung der Materialeffizienz erfolgt, weder beim Recycling noch bei der Nutzung des Werkstoffs "Papier". Es dient als Vergleichsszenario dazu, die Verbesserung der Materialeffizienz im Referenzszenario transparent zu machen.
• Der Papierverbrauch entwickelt sich parallel zum Bruttoinlandsprodukt. Die Papier-
verbrauchsintensität, das Verhältnis von Papierverbrauch zu BIP, bleibt also bis
2030 konstant. Die Papierproduktion entwickelt sich parallel zum Papierverbrauch.
In diesem Szenario steigt der Papierverbrauch auf gut 29 Mio. Tonnen, die Papierproduktion liegt in 2030 bei knapp 28 Mio. Tonnen.
• Der Anteil des Recyclingpapiers wird über den gesamten Betrachtungszeitraum auf
dem Niveau des Jahres 2000 konstant gehalten und beträgt 51 %112.
Referenzszenario
• Die Entwicklung des Papierverbrauchs und der Produktion wurde bereits in
Arbeitspapier zu den Rahmenszenarien erläutert. Danach wird im Referenzszenario
von einer leichten Entkopplung des Papierverbrauchs vom Bruttoinlandsprodukt
ausgegangen, so dass in 2030 rund 27 Mio. Tonnen Papier nachgefragt werden.
Die Papierproduktion liegt dann bei knapp 26 Mio. Tonnen.
• Der Anteil des Recyclingpapiers steigt auf 54 %, wobei sich zwei gegenläufige Ef-
fekte überlagern. Einerseits steigt der Altpapiereinsatz in der Papierherstellung, insbesondere der Herstellung graphischer Papiersorten. Andererseits wird den altpapierarmen Papiersorten, insbesondere den holzfreien Papieren überdurchschnittlich
hohe Wachstumsraten prognostiziert, so dass im Referenzszenario insgesamt nur
eine moderate Erhöhung des Recyclinganteils zu erwarten ist.
Szenario "Hohe Materialeffizienz"
• In diesem Szenario werden die in 2.9.3 beschriebenen Maßnahmen zur Erhöhung
der Materialeffizienz in der Papierkette gebündelt betrachtet. Sie wirken sich auf den
Papierverbrauch und die Papierproduktion aus, wobei unterstellt wird, dass die Produktion parallel zum Verbrauch sinkt. Die Annahmen konzentrieren sich auf die
112 Dieser Wert unterscheidet sich von der Altpapiereinsatzquote durch den Abzug der
Stoffverluste bei der Altpapieraufbereitung. Die Stoff-verluste unterschieden sich je nach
Papiersorte und dürften im Mittel bei rund 15 % liegen.
316
Segmente der graphischen Papiere und der Verpackungspapiere, die im Jahr 2000
zusammen rund 87 % der gesamten Produktionsmenge umfassen. In Tabelle 2.9-7
sind die Annahmen zu den Auswirkungen auf die Papierproduktion zusammengefasst. Bei den graphischen Papieren führen diese Maßnahmen insgesamt zu einer
Verbrauchsminderung um 37 %, und bei den Verpackungspapieren um 15 %. In
diesem Szenario liegt die Papierproduktion in 2030 bei knapp 20 Mio. Tonnen und
damit um rund 24 % unter dem Wert des Referenzszenarios.
• Den Energieeinsparungen durch die Nutzung von IuK-Techniken wäre eigentlich der
Energiebedarf für den damit verbundenen zusätzlichen Aufbau von Infrastrukturen,
Bereitstellung von Dienstleistungen oder Herstellung und Betrieb von Geräten gegenüberzustellen. Es ist jedoch aus verschiedenen Gründen schwierig, diesen zusätzlichen Energiebedarf zu identifizieren. Zum einen aus methodischen Gründen,
da der Aufbau einer modernen Kommunikations-Infrastruktur und die Nutzung von
Endgeräten verschiedenen Zwecken dienen und unabhängig von dem Ziel der Papiereinsparung erfolgt. Zum anderen liegen kaum Daten vor, die eine derartige Gegenüberstellung ermöglichen. Dies gilt wegen des rasanten technischen Fortschritts
in der Informations- und Kommunikationstechnik insbesondere für den zu ermittelnden Energiebedarf des Jahres 2030. Geht man davon aus, dass nur ein sehr geringer Anteil der Energieaufwendungen für Infrastruktur und Endgeräte dem Ziel der
Papiereinsparung zuzuordnen sind und bezieht man weiter ein, dass in der Vergangenheit der spezifische Energiebedarf von informationstechnischen Geräten (insbesondere Monitoren) deutlich gesunken ist, so dürfte der zusätzliche Energiebedarf
im Vergleich zu den Energieeinsparungen eines energieintensiven Massenprodukts
wie Papier nicht sehr hoch ausfallen. Gleichwohl stellen die hier errechneten Energieeinsparungen eine gewisse Überschätzung dar. Zur Eingrenzung dieser Unsicherheiten wären weitere Forschungsarbeiten sicher nützlich.
• Der Anteil der Recyclingpapiere steigt gegenüber dem Referenzszenario deutlich
auf 63 %.
Tabelle 2.9-7:
317
Veränderung von Papierverbrauch und –produktion im Szenario "Hohe
Materialeffizienz" gegenüber dem Referenzszenario im Jahr 2030
Maßnahmenkategorie
Graphische
Papiere
Verpackungspapiere
Höhere Materialeffizienz bei der Herstellung
von Papierprodukten
- 10 %
- 15 %
Höhere Materialeffizienz bei der Nutzung
von Papierprodukten
- 10 %
Substitution von Papierprodukten durch IuKTechnologien und –Dienstleistungen
- 20 %
- 37 %113
Insgesamt
- 15 %
Der Übersicht halber sind die Szenarienannahmen zur Papierproduktion und zum Recyclinganteil in Tabelle 2.9-8 zusammengefasst.
Tabelle 2.9-8:
Szenarienannahmen zur Abschätzung des Energieeinsparpotenzials
Szenario
"Eingefrorene
Materialeffizienz
Referenzszenario
Szenario
"Hohe
Materialeffizienz"
Papierproduktion 2030 in kt
27710
25972
19675
Anteil Recyclingpapier in 2030
51 %
54 %
63 %
2.9.4.2 Ergebnisse
Betrachtet man zunächst die Vergangenheitsentwicklung, so hat die deutliche
Zunahme des Altpapierrecyclings bereits zu einer erheblichen Energieeinsparung
geführt. Wäre Papier im Jahr 2000 mit der Altpapiereinsatzquote von 1970 produziert
worden (46 % statt 60 %), so hätte der Energiebedarf im Jahr 2000 um rund 25 PJ
über dem tatsächlichen Wert gelegen. Dieser Wert schließt den Energiebedarf der im
Ausland hergestellten Faserstoffe ein.
Die Ergebnisse der Zukunftsbetrachtungen zeigen für das Referenzszenario einen Anstieg des Energiebedarfs der Papierindustrie (inkl. der Herstellung importierter Faserstoffe) von knapp 376 PJ im Jahr 2000 auf gut 397 PJ im Jahr 2030 (vgl. Tabelle 2.9-9,
die auch die entsprechenden Ergebnisse für den Endenergiebedarf enthält sowie Abbildung 2.9-5). In einem fiktiven Szenario "Eingefrorene Materialeffizienz" läge dieser
113 Die gesamte Reduktion des Papierverbrauchs unterscheidet sich von der Summe der
Einzelreduktionen, da die Maßnahmen nicht additiv sind.
318
Wert bei fast 429 PJ, also rund 8 % über dem Referenzwert. Würde man im Referenzszenario keine Produktionsminderung, sondern nur einen "eingefrorenen" Altpapiereinsatz unterstellen, so läge der Primärenergiebedarf bei 402 PJ. Die Zunahme des Recyclings im Referenzszenario führt also zu einer Verringerung des Energiebedarfs um
lediglich 5 PJ. Ohne Berücksichtigung der im Ausland erfolgenden Produktionsschritte
steigt der Energiebedarf im Referenzszenario von 300 PJ im Jahr 2000 auf 321 PJ im
Jahr 2030. Im Szenario "Eingefrorene Materialeffizienz" liegt er um gut 22 PJ höher bei
knapp 343 PJ. Mit der inlandsorientierten Sichtweise führt das zunehmende Recycling
zu einer Verringerung des Energiebedarfs um lediglich 0,7 PJ.
Im Szenario "Hohe Materialeffizienz" sinkt der Energiebedarf der Papierindustrie (wiederum einschließlich der importierten Faserstoffe) absolut von 376 PJ in 2000 auf
knapp 287 PJ in 2030. Gegenüber dem Referenzszenario bedeutet dies einen Rückgang um 110 PJ oder rund 28 %. Würde man die geringeren Recyclingquoten des
Referenzszenarios unterstellen, so läge der Energiebedarf in 2030 bei 301 PJ. Das
zunehmende Recycling führt also dazu, dass sich der Energiebedarf im Materialeffizienzszenario um weitere 14 PJ verringert. Dies entspricht rund 13 % der insgesamt
realisierbaren Energiebedarfsreduktion. Die übrigen 87 % sind auf den sinkenden Papierverbrauch zurückzuführen. Dabei senken die Maßnahmen zur Verbesserung der
Materialeffizienz in der Nutzung von Papierprodukten den Energiebedarf um gut 20 PJ
und die Substitution durch IuK-Technologien um weitere 40 PJ. Letztlich können die
Maßnahmen zur Erhöhung der Materialeffizienz in der Produktion von Papierproduktion den Primärenergiebedarf um weitere 36 PJ verringern.
Bezieht man die Herstellung der Faserstoffe nicht ein, so sinkt der Primärenergiebedarf
von 300 PJ im Jahr 2000 auf 241 PJ in 2030. Gegenüber dem Referenzszenario bedeutet dies eine Energieeinsparung um 80 PJ.
Abbildung 2.9-5:
319
Primärenergiebedarf in den betrachteten Szenarien (inkl.
Energiebedarf zur Herstellung der importierten Faserstoffe)
500
450
400
Primärenergie in PJ
350
300
250
200
150
100
50
0
Szenario "Eingefrorene
Materialeffizienz"
Referenzszenario
2000
Tabelle 2.9-9:
Szenario "Hohe
Materialeffizienz"
2030
Ergebnisse der Szenariorechnungen zum Energieeinsparpotenzial in
PJ von Maßnahmen zur Verbesserung der Materialeffizienz in der
Papierkette
2000
2030
Szenario
"Eingefrorene
Materialeffizienz"
Referenzszenario
Szenario "Hohe
Materialeffizienz"
mit
Recycling
anteil
Stand
2000
Endenergiebedarf
inkl. Importfaserstoffe
Endenergiebedarf
ohne Importfaserstoffe
inkl. Importfaserstoffe
ohne Importfaserstoffe
mit
Recyclinganteil
"Referenz
2030"
258
295
273
-
196
-
196
224
210
-
158
-
376
429
397
402
287
301
300
343
321
-
241
-
320
2.9.5 F&E-Bedarf
Damit der potenzielle Beitrag von Materialeffizienzmaßnahmen zu einer Verringerung
des Energiebedarfs in der Papierkette auch verwirklicht werden kann, sind in einigen
Bereichen Forschungs- und Entwicklungsanstrengungen erforderlich. Darüber hinaus
können politische Maßnahmen zur Realisierung des Energieeinsparpotenzials beitragen.
Bei der Steigerung des Altpapiereinsatzes geht es vor allem darum, die Schere zwischen steigenden Anforderungen an die Altpapierqualität und sinkender Qualität des
Altpapierangebots zu schließen. Hier wäre zu prüfen, ob eine getrennte Erfassung von
graphischen Papieren und Verpackungspapier, die bereits in einigen Gemeinden praktiziert wird, bundesweit empfohlen werden kann. Dazu sollte eine Kosten-Nutzen-Abwägung unter Einbeziehung ökologischer und ökonomischer Aspekte erfolgen. Gleichzeitig sollte untersucht werden, ob die benötigte Altpapierqualität alternativ durch automatische Sortierverfahren, die die manuelle Sortierung ersetzen, gewährleistet werden kann. Bei der Altpapieraufbereitung stellt die Abtrennung bestimmter Klebstoffe
(Sticky-Problematik) und Druckfarben noch eine Herausforderung an die Technik dar.
Hier könnte der Staat auch bei der Koordination der an der Papierkette beteiligten Akteure vermittelnd tätig werden, damit die Recyclingfreundlichkeit von Papiererzeugnissen in stärkerem Umfang bereits beim Design Berücksichtigung findet.
Damit das Potenzial von IuK-Technologien zur Substitution von Papier verwirklicht
werden kann, sollten Entwicklungen wie das "Elektronische Papier" oder flexible Polymerdisplays vorangetrieben werden. Entscheidend sind hierbei die ergonomischen
Eigenschaften der papierlosen Alternativen und die Schaffung eines regulatorischen
Umfelds, das die nötige Verbreitung der neuen Technologien ermöglicht (z. B. im Hinblick auf Normen und Standards). Nützlich wären Forschungsarbeiten, die die bestehenden Unsicherheiten bei der Einschätzung des Energieeinsparpotenzials durch den
Einsatz von IuK-Technologien zur Substitution von Papiererzeugnissen weiter verringern.
Um eine nachhaltige Nutzung von Papier und Papiererzeugnissen zu befördern, können staatliche und nichtstaatliche Einrichtungen zunächst dazu beitragen, dass bei den
Papierverbrauchern ein Bewusstsein für die Thematik entsteht. Öffentliche Einrichtungen und Unternehmen können darüber hinaus den Einkauf Papier sparender Geräte
wie z. B. Kopierer oder Drucker in ihre Beschaffungsrichtlinien aufnehmen und gleichzeitig versuchen, durch organisatorische Maßnahmen bei ihren Mitarbeitern einen effizienteren Umgang mit Papier zu bewirken. Darüber hinaus können Normen und Standards (z. B. bei Verpackungen oder bestimmten Papiersorten) daraufhin überprüft wer-
321
den, ob sie Bestimmungen enthalten, die unnötige Hindernisse für eine Verbesserung
der Materialeffizienz von Papiererzeugnissen darstellen.
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Wirtschaften", gefördert vom Bundesministerium für Bildung und Forschung.
Fraunhofer-Institut für Systemtechnik und Innovations-forschung (ISI), Karlsruhe,
324
zusammen
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Gesellschaft
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Arbeits-,
Reorganisations-
und
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Primärenergetische Gesamtbewertung
3
325
Nachfolgend wird der Einfluss der untersuchten Maßnahmen zur Steigerung der Werkstoffeffizienz auf den Primärenergiebedarf in den einzelnen Untersuchungsbereichen
zusammengefasst. Der Bilanzraum ist in Anbetracht der globalen Klimarelevanz des
Verbrauchs fossiler Energieträger hierbei "die Welt", d. h., sofern Rohstoffe oder Endenergieträger importiert werden, werden die Energieverbräuche und Umwandlungsverluste im Ausland (zumindest näherungsweise) mit bilanziert. Dies betrifft insbesondere die Herstellung des von der deutschen Stahlindustrie mittlerweile in erheblichem
Umfang importierten Kokses und die Importmengen von Zellstoff für die deutsche Papierindustrie.
Die Tabelle enthält zum einen Angaben darüber, welchen Beitrag die untersuchten
technischen Maßnahmen heute bereits – meist im Vergleich zu 1970 - leisten. Dabei
wird der heute vermiedene jährliche Primärenergiebedarf ausgewiesen, der sich
rechnerisch entweder
• im Vergleich zu einem auf dem Stand des Basisjahres
eingefrorenen Standard
ergibt. In der Regel ist das ein Zustand mit damaligen Recyclingquoten, aber heutigem spezifischen Energiebedarf;
oder
• gegenüber einem jeweils definierten Referenzfall ohne diese Maßnahme ergibt.
Ferner wird die bis zum Jahr 2030 zu erwartende Primärenergieeinsparung für einen
Referenzfall ausgewiesen, der durch die Fortsetzung autonomer technischer Trends
im Bereich der Werkstoffeffizienz (einschließlich Recycling und Substitution) gekennzeichnet ist.
Eine forcierte Ausschöpfung der identifizierten Effizienzpotenziale ist dann im Minderungs-Szenario unterstellt. In einigen Fällen konnten nur Minderungspotenziale
(Obergrenzen) für das Jahr 2030 ermittelt werden, die – entsprechend kenntlich gemacht – in der Spalte "Minderungsszenario / Potenzial" aufgeführt sind. In diesen
Fällen war meist keine Angabe für den Referenzfall möglich.
Die aufgrund der Datenverfügbarkeit und wegen der Berücksichtigung sektorspezifischer Besonderheiten notwendigerweise uneinheitliche Darstellung der Teilergebnisse
lässt eine Summenbildung nur bedingt zu. Auch lassen sich nicht alle Wechselwirkungen zwischen den einzelnen Teilbereichen vollständig berücksichtigen. Dennoch wurde
nachfolgend durch eine Doppelzählungen weitgehend vermeidende Summenbildung
eine Abschätzung des Gesamteffektes ermittelt. Aufgrund der genannten Einschränkungen kann diese aber nur als Orientierung dienen.
326
Tabelle 3-1:
Übersicht über den vermiedenen Primärenergieverbrauch für die
einzelnen Werkstoffe heute und im Jahr 2030
Heute bereits
vermiedener PEV
in PJ/a
Im Jahr 2030
Referenzszenario
Im Jahr 2030
Minderungsszenario /
Potenzial
65 1)
24 2)
92 2)
Recycling: 6
Effizienz: 7
2)
gew. Summe: 10
Recycling: 60
Effizienz: 9
2)
gew. Summe: 67
n. q.; Zunahme
Recycling beschränkt
Leichtbau: 124 3)
11 1)
3 2)
n. q.
- 4 1)
(Zusatzaufwand)
n. q.
6
Behälterglas: 6 – 7 4)
Flachglas: 0,3 4)
n. q.
-
-
Polymere
14 6)
83 7)
304 7)
Bitumen
Ausbauasphalt: 29 1)
n. q.
Ausbauasphalt: 1 7)
7)
Industrieasphalt: 11
Recycling: 25 1)
32 2)
142 2)
>> 150
> 150
≈ 800
Sektor/Anwendung
Stahl
1)
Aluminium
Recycling: 9
Automobilbau
(Leichtbau)
Recycling: 47
Beton / Betonprodukte
Ziegel
Glas
Getränkeverpackung
(Materialsubstitution)
Papier
Gesamteffekt
(gerundet; Summenbildung nur bedingt
zulässig)
5)
8)
9)
Behälterglas: 4 - 54)
Flachglas: 1 - 1,54)
10)
30-40
PEV ... Primärenergieverbrauch
1)
Vergleich heute zu Basisjahr (Stahl: 2000 / 1983; Aluminium: 2000 / 1974; Beton: 2000 / 1970; Ziegel:
2000 / 1970; Polymere: 1995 / 1970; Bitumen: 2002 / 1970; Papier: 2000 / 1970)
2) Vergleich zu auf heutigem Stand eingefrorener Recyclingquote und Werkstoffnutzungseffizienz für
jeweiliges Szenario
3) PEV-Einspar-Potenzial (Obergrenze) gegenüber auf heutigem Stand eingefrorener Recyclingquote
und Werkstoffnutzungseffizienz
4) Einsparpotenziale durch den Einsatz von Altscherben im Vergleich zum Fall ohne Recycling.
5) Theoretischer Wert für vollständiges PKW-Recycling in 2000; z. T. enthalten in Werten für Stahl und
Aluminium
6) Absolutwert für eingesparten PEV 1995 durch Recycling von Polymeren; ohne Abzug für deponierte
Polymere
7) Potenzielle Zunahme gegenüber 1995; Berechnung für 2020
8) Überschneidungen mit Automobilbau; Aluminium-Trendszenario für Aluminiumanteile im Fahrzeug
9) Theoretischer Wert für reine Recyclingziegelproduktion
10) Materialsubstitution rein aus energetischer Sichtweise ohne Berücksichtigung limitierender Faktoren
wie Qualitätsanforderungen an Getränkeverpackungen und unter heutigen Verbrauchs- und Produktionsstrukturen
327
Als Ergebnis der primärenergetischen Bewertung ist festzuhalten:
ist in vielen Sektoren etablierte Praxis und hat bereits in der Vergangenheit zu erheblichen Einsparungen beim Primärenergiebedarf geführt. Gegenüber einem auf
dem Stand von vor 30 Jahren eingefrorenen Recyclingumfang werden heute im
Jahr deutlich über 150 PJ an Primärenergie, entsprechend gut 1 % des
Primärenergieverbrauchs in der Bundesrepublik vermieden. Hinzu kommen die
bereits realisierten Einsparungen aufgrund effizienterer Werkstoffnutzung in
Produkten und Anwendungen.
etwa der gleichen Höhe realisiert werden. Das heißt, dass weitere 150 PJ/a alleine
durch die quantifizierbaren Steigerungen der Werkstoffeffizienz vermieden werden.
In dieser überwiegend aus gesteigertem Recycling resultierenden Summe sind die
zu erwartenden (indirekten) Einsparungen etwa aufgrund der werkstoffseitig
ermöglichten Effizienzgewinne in der Stromerzeugung, die Effizienzgewinne durch
den Leichtbau im Automobilereich oder mögliche Materialsubstitution im Bereich
von Getränkeverpackungen nicht enthalten. Indes ist zu erwarten, dass diese Einflussgrößen auch unter den Randbedingungen eines Referenzszenarios zusätzlich
erhebliche verbrauchsmindernde Wirkung entfalten werden.
• Durch
forcierte Ausschöpfung bestehender Potenziale (die ausgewiesenen
Einsparungen in den Bereichen Automobil-Leichtbau und Getränkeverpackungen
sind hierbei als theoretische Obergrenze zu betrachten) erscheint im betrachteten
Deutschland, möglich. Die wesentlichen Potenziale liegen hier im Bereich des Recyclings metallischer Werkstoffe, des Automobil-Leichtbaus, der Werkstoffsubstitution bei Getränkeverpackungen und insbesondere im Recycling von Kunststoffen.
Auch in der effizienten Nutzung von Papier und Umkehr der mit zunehmender IuKTechnologienutzung einher gehenden Papierverbrauchszunahme liegen erhebliche
Einsparpotenziale.
328
Überlegungen zu den Beschäftigungswirkungen einer erhöhten Werkstoffeffizienz
4
4.1
Wirkungsmechanismen
Maßnahmen zur Reduktion der Umweltbelastung lösen vielfältige Anpassungsreaktionen bei den einzelnen Unternehmen und privaten Haushalten aus. Durch die
Summe dieser Anpassungsreaktionen und die hierdurch wiederum ausgelösten Folgewirkungen kommt es dann zu Veränderungen der Wirtschaftsstrukturen und der gesamtwirtschaftlichen Zielgrößen. In diesem Abschnitt wird der Frage nachgegangen,
auf Grund welcher volkswirtschaftlicher Zusammenhänge eine erhöhte Werkstoffeffizienz zu Veränderungen der gesamtwirtschaftlichen Beschäftigung, der Wirtschaftsstrukturen und der betrieblichen Arbeitsstrukturen führen kann. Diese volkswirtschaftlichen Zusammenhänge werden als Wirkungsmechanismen bezeichnet. Sie sind verantwortlich dafür, dass die durch Veränderungen ausgelösten Impulse positive oder
negative Wirkungen nach sich ziehen.
Unter den gesamtwirtschaftlichen Zielgrößen kommt der Anzahl der Arbeitsplätze, die
ihrerseits auch vom Produktionsvolumen (also dem Inlandsprodukt) abhängen, besondere Bedeutung zu. Zu beachten ist, dass es mehrere Wirkungsmechanismen gibt, die
jeweils unterschiedliche Theorieansätze widerspiegeln (vgl. Walz 2001). Drei große
Klassen von Effekten können unterschieden werden (vgl. Abbildung 4.1-1):
• Preis- und Kosteneffekte,
• Innovationseffekte, sowie
• Nachfrageeffekte.
Die Gesamtwirkung auf die Beschäftigung und die Produktion ergibt sich aus dem Zusammenspiel der unterschiedlichen Wirkungsmechanismen. Es ist daher nicht möglich,
die gesamtwirtschaftlichen Effekte aus einer isolierten Betrachtung weniger Teileffekte
abzuleiten, zumal zahlreiche Wechselwirkungen zwischen den einzelnen Wirkungsmechanismen bestehen.
Abbildung 4.1-1:
329
Überblick über die Wirkungsmechanismen von Umweltschutzstrategien auf die Volkswirtschaft
gesamtwirtschaftliche Wirkungsmechanismen
Nachfrageeffekte
direkt und
indirekt
(Vorleistungen)
Arbeitsintensität
Einkommenskreislaufeffekte
Preis- und
Kosteneffekte
technikbezogen:
gesamtwirtschaftlich:
Kostenerhöhung
Substitutionseffekte
Kostensenkung
bei rentablen
Maßnahmen
Veränderung
excess burden
Innovationseffekte
Modernisierung
neues
technisches
Wissen
first mover
advantage
Importanteile
4.1.1 Preis- und Kosteneffekte
Die Preis- und Kosteneffekte stehen im Vordergrund der neoklassischen Theorie. Hierbei werden in der allgemeinen volkswirtschaftlichen Diskussion als die wesentlichen
Kostenfaktoren u. a. die Kosten für Arbeit (Lohnkosten) oder für die Bereitstellung von
Kapital thematisiert. Nach der neoklassischen Theorie führt eine Erhöhung der Kostenbelastung der Volkswirtschaft durch Umweltschutzmaßnahmen zu negativen Effekten,
die durch die im internationalen Preiswettbewerb verschlechterte Wettbewerbssituation
noch verstärkt werden (vgl. Lintz 1992). Die Vollbeschäftigung bleibt allerdings erhalten, wenn es zu einer Kompensation dieser Kostensteigerung, z. B. durch Reduktion
der Reallöhne, kommt. Werden durch Umweltschutzmaßnahmen hingegen Kostenreduktionen bewirkt, kommt es zu einer Steigerung von Produktion und Beschäftigung
und einer Verbesserung der internationalen Wettbewerbsfähigkeit.
Aus dieser Argumentation wird deutlich, dass es im Rahmen der Neoklassik für die
Wirkungsrichtung dieser Kosteneffekte entscheidend ist, ob die umweltpolitischen
Maßnahmen zu einer Erhöhung oder Reduktion der Kostenbelastung führen. Wird
durch umweltpolitische Maßnahmen ein einzelwirtschaftlich rentables Emissionsre-
330
duktionspotenzial realisiert, kommt es zu einer gesamtwirtschaftlichen Kostenentlastung und damit tendenziell zu positiven Effekten auf Beschäftigung und gesamtwirtschaftliche Produktion. Führen diese Maßnahmen hingegen zu einer Erhöhung der
Kostenbelastung, sind tendenziell negative Abweichungen bezüglich gesamtwirtschaftlicher Produktion und Beschäftigung zu erwarten.
Neben dieser eher technikbezogenen – Argumentationsweise werden insbesondere in
Zusammenhang mit der Einführung einer ökologischen Steuerreform auch stärker
gesamtwirtschaftliche Preismechanismen diskutiert. Hierbei werden Ausgestaltungsalternativen erörtert, in denen die ökologischen Steuern durch die Senkung anderer
Abgaben kompensiert werden (Aufkommensneutralität). Da von der Erhebung nahezu
jeder Steuer die relativen Preise der Produktionsfaktoren verändert werden, treten
volkswirtschaftliche Zusatzkosten der Besteuerung auf (excess burden der Besteuerung). Diese Zusatzbelastung kann unter Umständen durch eine aufkommensneutrale
Ökosteuer reduziert werden, falls letztere einen geringeren excess burden aufweist als
die Steuern, die zur Kompensation der Ökosteuer gesenkt werden. Ist dies der Fall,
kommt es zu einem Double-dividend-Effekt im engeren wissenschaftlichen Sinn (vgl.
Schöb 1995). Allerdings ist empirisch umstritten, welche Höhe der excess burden für
die einzelnen Steuerarten ausmacht. Damit bleibt unklar, in welche Richtung derartige
Effekte wirken und welches Ausmaß sie einnehmen.
Wenn sich durch umweltpolitische Maßnahmen die relativen Preise zwischen den Produktionsfaktoren ändern, werden gesamtwirtschaftliche Substitutionseffekte ausgelöst.
Wird etwa der Produktionsfaktor Arbeit im Verhältnis zu den anderen Produktionsfaktoren kostengünstiger – dies ist z. B. besonders bei einer Energiesteuer, deren Aufkommen zur Senkung von Abgaben auf Arbeit verwendet wird, offensichtlich - besteht ein
Anreiz, mehr Arbeitskräfte zu beschäftigen und dadurch andere Produktionsfaktoren zu
substituieren (Faktorsubstitutionsthese). Dadurch wird ein Beitrag zur Erreichung des
Ziels der Vollbeschäftigung geleistet.
Insgesamt zeigt sich, dass die tatsächlichen Kosten- und Preiseffekte aus unterschiedlichen, z. T. gegenläufigen Teileffekten bestehen, die in ihrer Ausprägung von
der betrachteten Situation abhängen. Wichtige zu berücksichtigende Parameter sind
das erschließbare, einzelwirtschaftlich rentable Emissionsreduktionspotenzial und die
finanzpolitische Ausgestaltung einer Ökosteuer.
4.1.2 Innovationseffekte
Die Verwirklichung von Umweltschutzstrategien geht i. d. R. mit dem Einsatz neuer
technischer Lösungen inklusive organisatorischer und sozialer Änderungen einher.
Damit stellt sich die Frage nach dem Zusammenhang zwischen Beschäftigung und
331
umweltpolitisch induzierten Innovationen. Beschäftigungswirkungen können auftreten,
wenn sich umweltpolitische Maßnahmen auf die Qualität der Produktionsfaktoren bzw.
die qualitative Wettbewerbsfähigkeit der auf dem Weltmarkt gehandelten Güter auswirken. Hierbei gibt es drei unterschiedliche Teileffekte, die zu berücksichtigen sind:
• Im Bereich der gewerblichen Wirtschaft können von der Diffusion von Umweltschutztechnologien Auswirkungen auf die Modernisierung des Produktionsapparates ausgehen.
• Die Umweltpolitik kann einen Beitrag zur verstärkten Generierung innovativer
Lösungen leisten.
• Da insbesondere bei technologieintensiven Gütern Außenhandelserfolge nicht nur
von den Preisen, sondern von der Qualität der Produkte und einer frühzeitigen
Marktpräsenz abhängen, kann eine forcierte Einführung von Umwelttechniken dazu
führen, dass sich die betreffenden Länder frühzeitig auf die Bereitstellung von innovativen Technologien spezialisieren und damit ihre Wettbewerbsposition stärken
(First-mover-advantage).
Bei den Auswirkungen auf die Modernisierung des Produktionsapparates der Gesamtwirtschaft und damit auf die Produktivitätsentwicklung können unterschiedliche Wirkungsrichtungen auftreten: Wenn die Umweltschutztechniken selbst keine produktiven
Wirkungen besitzen und sogar produktive Investitionen der Unternehmen verdrängen,
würde durch ein derartiges "technologisches crowding out" die Produktivitätsentwicklung gemindert. Wenn die Umweltschutztechniken hingegen selbst Bestandteil von
produktiven Investitionen sind, d. h. produktivitätssteigernde Wirkung aufweisen, wäre
ihr forcierter Einsatz gleichbedeutend mit einem "technologischen crowding in" und
würde eine verstärkte Modernisierung der Volkswirtschaft nach sich ziehen. Welcher
dieser beiden Wirkungen höheres Gewicht zukommt, hängt von der Spezifikation der
betrachteten Investitionen sowie der Zinsreagibilität des Kapitalmarktes ab.
Des Weiteren ist auch zu fragen, welche Auswirkungen von einer konsequenten Umsetzung umweltpolitischer Strategien auf die Entwicklung neuer technischer Verfahren
ausgehen (technischer Innovationseffekt). Eine konsequente Weichenstellung in Richtung Umweltschutz könnte erheblichen Einfluss auf das Innovationsgeschehen ausüben und damit zur Generierung neuen technischen Wissens beitragen. Hierdurch
könnten die Kosten für die Erreichung gesetzter Umweltziele verringert sowie die
Grundlagen für einen gesteigerten Export von Umweltschutztechnologien gelegt werden. Hierbei wird die Wirkung der Umweltpolitik auf die Innovationsgenerierung sehr
stark davon abhängen, inwieweit ein Einbezug des Umweltschutzes in das traditionelle
Zielsystem der Forschungs- und Entwicklungsaktivitäten erfolgen wird.
Neben der preislichen Wettbewerbsfähigkeit, die durch die Kosteneffekte beeinflusst
wird, werden Außenhandelserfolge auch durch den Qualitätswettbewerb bestimmt.
332
Insbesondere bei technologieintensiven Gütern hängen hohe Marktanteile von der Innovationsfähigkeit einer Volkswirtschaft und der frühzeitigen Marktpräsenz ab (Firstmover-advantage). Eine forcierte nationale Strategie zur Verbesserung der rationellen
Energieanwendung bewirkt tendenziell, dass sich die betreffenden Länder frühzeitig
auf die Bereitstellung der hierzu erforderlichen Güter spezialisieren. Bei einer nachfolgenden Ausweitung der internationalen Nachfrage nach diesen Gütern sind diese
Länder dann auf Grund ihrer frühzeitigen Spezialisierung in der Lage, sich im internationalen Wettbewerb durchzusetzen. (vgl. Linder 1961; Blümle 1994; Porter/van der
Linde 1995).
4.1.3 Nachfrageeffekte
Die Nachfrageeffekte stehen im Zentrum des keynesianischen Unterbeschäftigungsmodells, in dem ein wesentlicher Grund für eine Unterbeschäftigung eine zu
geringe gesamtwirtschaftliche Nachfrage ist. Kommt es durch die umweltpolitischen
Strategien zu einer Erhöhung der effektiven Gesamtnachfrage nach Gütern, sind insgesamt positive Wachstums- und Beschäftigungseffekte zu erwarten.
Bei den Auswirkungen der Umweltpolitik auf die Gesamtnachfrage dürfen nicht nur die
direkten Nachfrageeffekte berücksichtigt werden, sondern müssen auch die indirekten
Effekte mit einbezogen werden. Sie entstehen, da zur Bereitstellung der jeweiligen
Nachfrage zahlreiche Vorleistungen aus anderen Branchen notwendig sind. Gesamtwirtschaftlich bedeutende Unterschiede in der Gesamtnachfrage können verstärkt
werden, wenn die Umweltschutzstrategien zu Änderungen in den importierten Güterströmen führen. Zusätzlich kann – speziell im Hinblick auf die Beschäftigungswirkung als weiterer Teileffekt zum Tragen kommen, dass die durch die Umweltschutzstrategien begünstigten Nachfragebereiche eine deutlich ausgeprägte unterschiedliche
Arbeitsintensität aufweisen.
Die direkten und indirekten Nachfrageeffekte berücksichtigen nicht die – im Zentrum
einer makroökonomischen Analyse stehenden – Einkommenskreislaufeffekte wie z. B.
Veränderungen im Spar- und Investitionsverhalten, induzierte Zinsänderungen oder
Änderungen in der Erwartungsbildung. Sind derartige Effekte zu erwarten, muss zur
Analyse ein makroökonomisches Modell herangezogen werden. Hierbei ist dann
jeweils zu beachten, dass sich entsprechend den wirtschaftlichen Rahmenbedingungen – z. B. Reaktionen der Bundesbank oder verändertes Verhalten der Tarifparteien –
unterschiedliche Wirkungen ergeben können.
333
4.1.4 Kombination von Wirkungsmechanismen beim Einsatz
neuer technischer Lösungen
Bei der Betrachtung der Wirkungsmechanismen ist zu beachten, dass sich die Gesamtwirkung aus dem Zusammenspiel der unterschiedlichen Wirkungsmechanismen
ergibt und nicht aus der isolierten Betrachtung einzelner Teileffekte abgeleitet werden
kann. Insbesondere im Zusammenhang mit der Einführung neuer Technologien werden in der Literatur eine ganze Reihe von Effekten thematisiert, die durch neue Technologien ausgelöst werden und aus einer Kombination unterschiedlicher Wirkungsmechanismen resultieren, die auf mesoökonomischer Ebene wirksam werden (vgl. Hagemann 1985, Klauder 1986, Blattner 1996 sowie Meyer-Krahmer 1999). Sie sind potenziell auch für eine erhöhte Werkstoffeffizienz von erheblicher Bedeutung, die ebenfalls
durch den Einsatz neuer Techniken gekennzeichnet ist.
Kommt es zu einer Produktivitätssteigerung, ist die im Zusammenhang mit Prozessinnovationen diskutierte Freisetzungshypothese von Bedeutung, die die Rationalisierungseffekte von neuen Technologien in den Vordergrund stellt. Sie besagt, dass bei
konstantem Niveau und konstanter Struktur des Outputs technischer Wandel primär
die Arbeitsproduktivität erhöht und damit arbeitssparend wirkt. Auf Grund einer derartigen "Produktions-/Produktivitätsschere" verringert sich dann die Zahl der Arbeitsplätze.
Gleichzeitig werden in der Literatur eine Reihe von Effekten diskutiert, die als Kompensation der oben angeführten Freisetzungshypothese zu einer Erhöhung der Nachfrage
führen können und damit die Annahme eines konstanten Niveaus des Outputs in Frage
stellen:
• Effizientere Produktionsverfahren, die z. B. die Arbeitsproduktivität steigern und
damit Freisetzungseffekte herbeiführen, senken gleichzeitig die Kosten. Diese Effizienzgewinne können in Form geringerer Preise oder erhöhter Gewinn- bzw. Lohneinkommen Real-Einkommenseffekte hervorrufen. Im Ergebnis führen also die
Kreislaufzusammenhänge dazu, dass die Nachfrage erhöht und damit beschäftigungsschaffende Effekte induziert werden.
• Produktinnovationen stiften den Konsumenten mehr Nutzen, wenn die Merkmalstruktur der neuen Güter den Präferenzen der Konsumenten besser entspricht, d. h.
also pro Geldeinheit im Vergleich zu den alten Gütern ein Zusatznutzen realisiert
werden kann. Wenn Produktinnovationen auf diesem Wege dazu beitragen, die
Sättigungsgrenzen hinauszuschieben, können sie die Endnachfrage erweitern und
damit beschäftigungssteigernd wirken. Allerdings gilt diese Argumentation nur bei
additiven oder komplementären Produktinnovationen, nicht aber bei substitutiven,
bei denen der Nachfragerückgang nach alten Gütern zu berücksichtigen ist. Daher
dürfte dieser Effekt bei den hier betrachteten Strategien der Werkstoffeffizienzsteigerung weniger bedeutsam sein.
334
• Die eine Produktivitätssteigerung im Produktionsprozess bewirkenden neuen
Technologien müssen ihrerseits erst einmal hergestellt werden. Nach dem sogenannten Maschinenherstellungsargument stehen daher den Freisetzungen von Arbeitskräften in den Anwenderbetrieben positive Effekte bei den Herstellern und ihren
Vorlieferanten gegenüber.
• Wie in den vorigen Abschnitten ausgeführt, kann es durch den technischen Wandel
zu einer Steigerung der internationalen Wettbewerbsfähigkeit kommen, wenn die
Preise gesenkt oder neue Qualitäten angeboten werden können. Beide Effekte führen im Ergebnis dazu, dass sich der Saldo aus Export- und Importnachfrage erhöht
und damit positive Wirkungen auf die Beschäftigung erzielt werden.
Wie erwähnt, gilt die Freisetzungsthese in ihrer einfachen Form nur unter der Annahme
einer konstanten Struktur des Outputs. Wenn der Einsatz neuer Technologien auch die
sektorale Verteilung der Wirtschaftsaktivitäten verändert, kann diese Annahme nicht
mehr aufrecht erhalten werden. Werden durch den ausgelösten sektoralen Strukturwandel arbeitsintensive Branchen begünstigt, kann es zu einer Abschwächung oder
sogar Überkompensation der Freisetzungshypothese kommen. Umgekehrt wird der
Freisetzungseffekt noch verstärkt, wenn Branchen mit einer geringen Arbeitsintensität
begünstigt werden. Schließlich kann der ausgelöste sektorale Strukturwandel auch zu
einer Änderung der Inlandsnachfrage führen. Werden verstärkt Produktionsbereiche
mit hohen Importanteilen begünstigt, kommt es tendenziell zu einem Abfluss der
Nachfrage ins Ausland. Werden umgekehrt Produktionsbereiche begünstigt, die durch
geringe Importanteile gekennzeichnet sind, kommt es zu einer Importsubstitution und
damit einem Anstieg der Inlandsnachfrage.
4.1.5 Relevanz der Wirkungsmechanismen für eine erhöhte Werkstoffeffizienz
Bei den in diesem Bericht erörterten Strategien der Steigerung der Werkstoffeffizienz
handelt es sich primär um den Einsatz neuer Techniken. Die Wirkungsmechanismen,
die die Diskussion der Einführung der ökologischen Steuerreform maßgeblich bestimmten, d. h. Veränderungen der relativen Preise zwischen Arbeit und Umweltbelastung inklusive Veränderungen in der Zusatzbelastung der Besteuerung, weisen im vorliegenden Fall geringere Relevanz auf. Ähnliches gilt hinsichtlich wichtiger Parameter
für die Einkommenskreislaufeffekte, wie Veränderungen in der Sparneigung, im Zins,
der Geldpolitik oder den Verhaltensannahmen der Tarifparteien. Insgesamt spielen
sich daher die durch eine erhöhte Werkstoffeffizienz ausgelösten Wirkungen auf einer
mesoökonomischen Ebene ab, bei der die eher technikbezogenen Wirkungsmechanismen dominieren.
335
Vor dem Hintergrund der ausgeführten Wirkungsweisen müssen insbesondere folgende Wirkungsmechanismen betrachtet werden:
• Die Strategien der Steigerung der Werkstoffeffizienz werden sich vermutlich nur
dann umsetzen lassen, wenn es zu keinen gravierenden Steigerungen in den Kosten kommt. Dies wird vermutlich die Durchführung erheblicher Innovationen bei den
betrachteten Akteuren erfordern, die die Strategien umsetzen. Mit diesen Innovationen kann es zu erheblichen Steigerungen in der Produktivität kommen. Notwendig
ist daher eine Berücksichtigung der in der Freisetzungshypothese thematisierten
Beschäftigungswirkungen.
• Die Freisetzungshypothese wird durch mehrere Kompensationsmechanismen
eingeschränkt. Wenn die Steigerung der Werkstoffeffizienz zu Kostenreduktionen
führt, können diese Realeinkommenseffekte weitergegeben und an anderer Stelle
beschäftigungswirksam werden. Desweiteren ist das Maschinenherstellungsargument bedeutsam, d. h. die mit den betrachteten Strategien zusätzlich anfallenden
Nettoinvestitionserfordernisse. Demgegenüber dürfte das Hinausschieben einer
Sättigungswirkung vermutlich weniger bedeutsam sein, da sich die betrachteten
Strategien stärker auf eine Substitution bestehender Produkte richten.
• Verschiebungen in der Nachfrage sind konstitutiv für die betrachteten Strategien der
Steigerung der Werkstoffeffizienz. Denn sie manifestiert sich ja gerade darin, dass
es durch die gesteigerte Effizienz in der Materialnutzung zu einer reduzierten Produktion von Primärwerkstoffen kommt. Diese strukturellen Verschiebungen werden
durch die Verflechtungen mit der Vorleistungsproduktion noch weiter verstärkt. Damit wird es unabdingbar, die sich bei den Strategien einstellenden Veränderungen in
der sektoralen Wirtschaftsstruktur und die damit verbundenen Veränderungen in
den gesamtwirtschaftlichen Import- und Arbeitsintensitäten zu berücksichtigen.
4.2
Hypothesen
Im Vordergrund des Interesses dieses Abschnitts steht die Netto-Beschäftigungswirkung. Sie ist diejenige Änderung in den Arbeitsplätzen, die eine erhöhte Werkstoffeffizienz gegenüber einer Referenzentwicklung auslöst. Im Folgenden wird diskutiert, welche Hypothesen sich für die einzelnen relevanten Wirkungsmechanismen ableiten lassen. Hierbei ist zu berücksichtigen, dass die Strategien zur Erhöhung der Werkstoffeffizienz sich in folgende drei Typen klassifizieren lassen:
• Eine erhöhte Werkstoffeffizienz kann durch Substitution eines Werkstoffes durch
einen anderen erreicht werden. In diesem Fall kommt es zu Verschiebungen zwischen den Werkstoffwertschöpfungsketten.
• Eine erhöhte Werkstoffeffizienz kann durch das Recycling von Werkstoffen erreicht
werden, was Verschiebungen von der Primär- zur Sekundärproduktion auslöst.
• Eine erhöhte Werkstoffeffizienz kann dadurch erreicht werden, dass weniger Material für einen vorgegebenen Zweck benötigt wird. Ökonomisch entspricht dies einer
336
Substitution von Werkstoffen durch Kapital und Technischen Fortschritt (Investitionen in neue Verfahren), womit eine Verschiebung hin zu Investitionsgütern sowie
dienstleistungsähnlichen Aktivitäten bzw. F&E-Tätigkeiten verbunden ist.
Die durch Strategien zur Steigerung der Werkstoffeffizienz ausgelösten Kosteneffekte
sind a priori schwer abzuschätzen. Beim Recycling von Produkten, das im Vordergrund
der hier untersuchten Kreislaufpotenziale steht, stehen den erhöhten Aufwendungen
für Sammlung und Aufbereitung die eingesparten Kosten für die vermiedenen Primärwerkstoffe gegenüber. Ob es aus gesamtwirtschaftlicher Sicht zu einer Kostenbe- oder
-entlastung kommt, hängt entscheidend davon ab, welche der beiden Größen dominiert. Wenn es gelingt, die Sekundärwerkstoffe qualitativ vergleichbar zu den Primärwerkstoffen zur Verfügung zu stellen, könnten sich Kostenreduktionen ergeben. Ähnliches gilt für den Einsatz von Leichtbautechniken im Automobilbau. Hier sind die Kosten
für den reduzierten Materialeinsatz den Kosten gegenüberzustellen, die sich durch eine
maßgeschneiderte Produktion von Bauteilen oder veränderte Fertigungstechniken ergeben können. Wie oben erwähnt ist davon auszugehen, dass diese Strategien nur
dann Aussicht auf Erfolg haben werden, wenn sie sich auch einzelwirtschaftlich lohnen,
so dass im Saldo eher von Kostensenkungen als –steigerungen auszugehen ist.
Insgesamt werden die Strategien nicht ohne Innovationsschübe umgesetzt werden
können. Damit liegt die Hypothese nahe, dass die betrachteten Strategien deutliche
direkte Rationalisierungseffekte aufweisen werden. Besonders offensichtlich ist dies im
Recyclingbereich z. B. bei den Sortiertechniken. So wird im Kunststoffbereich davon
ausgegangen, dass eine forcierte Strategie des hochwertigen Kunststoffrecyclings
notwendigerweise zum Einsatz neuer Sortiertechniken führen wird, die zugleich mit
erheblichen Rationalisierungen gegenüber den heute üblichen Sortierverfahren verbunden sind. Allerdings ist diese Erfahrung, die auf eine erhebliche Bedeutung der
Freisetzungshypothese hinweist, nicht ohne weiteres auf die anderen Bereiche übertragbar. Im Papierbereich liegt ein Teil der Steigerung der Werkstoffeffizienz in der
Substitution von Papier durch elektronische Medien. Hierbei erscheint es fraglich, ob
die Realisierung dieses Potenzials tatsächlich den – durch vielfältige Anforderungen
und Einsatzmöglichkeiten bestimmten - enormen Fortschritt im IuK Bereich noch zusätzlich in besonderem Ausmaß beschleunigen dürfte. Beim Stahl und seiner Verwendung im Automobilbau schließlich deuten zahlreiche Forschungsbemühungen zwar auf
ein erheblichen Innovationspotenzial hin, allerdings bleibt offen, ob damit auch Rationalisierungen in einem Ausmaß verbunden wären, die die Freisetzungshypothese unterstützen würden. Im Bereich des Flachglases schließlich, dem in diesem Bericht
ebenfalls ein erhebliches Potenzial zur Werkstoffeffizienzsteigerung beigemessen wird,
sieht die Problemlage völlig anders aus. Hier würde die Realisierung des Potenzials
eine Vereinheitlichung der Rezepturen erfordern. Inwiefern hier – z. B. über die Rück-
337
wirkungen auf die Innovationsdynamik der gesamten Branche - Freisetzungseffekte
denkbar sind, kann gegenwärtig nicht beurteilt werden.
Bezüglich der Entwicklung der Nachfrage sind unterschiedliche Teileffekte zu erwarten.
So steigt z. B. beim Recycling einerseits die Nachfrage nach Erfassungs- und Transportaktivitäten sowie bei den Aufbereitern von Rohstoffen, andererseits sinkt sie für
Werk- und Rohstoffe. Bei den eventuell auftretenden Kostensteigerungen und –einsparungen kann entsprechend den kreislauftheoretisch begründeten Real-Einkommenseffekten von einer Konstanz ausgegangen werden, da ein Hinausschieben von Sättigungsgrenzen wenig plausibel erscheint. Bei der Beurteilung der Investitionsgüternachfrage muss bedacht werden, dass den zusätzlichen Investitionen in Sammlung
und Aufbereitung (Maschinenherstellungsargument) eine Reduktion der Investitionen in
Produktion und Entsorgung entgegensteht. Von daher dürften auch die Effekte auf die
Investitionsnachfrage bei einem Recycling begrenzt sein. Eine andere Situation könnte
sich bei den Strategien ergeben, die auf eine Steigerung der Effizienz der Nutzung der
Werkstoffe abzielen. Hier erscheint es durchaus denkbar, dass hierfür beträchtliche
zusätzliche Investitionen (z. B. für zusätzliche Produktions- und Fertigungsschritte)
notwendig sind, die die kontraktiven Effekte überlagern. Allerdings bedarf diese Hypothese einer empirischen Überprüfung.
In Abschnitt 4.1.3 wurde bereits darauf hingewiesen, dass direkte und indirekte
Nachfrageeffekte eine wichtige Rolle spielen. Der Einsatz einer Strategie zur Werkstoffeffizienzsteigerung löst positive und negative Impulse aus. Diese Impulse bestehen aus den Nachfrageverschiebungen, die durch das Nachhaltigkeitsszenario ausgelöst werden, z. B. die Erhöhung von Sortier- und Aufbereitungsaktivitäten von recycelten Kunststoffen einerseits (positiver Impuls) und dem Rückgang nach der Produktion
von Neukunststoffen andererseits (negativer Impuls). Diese Impulse lösen indirekte
Nachfrageeffekte aus, die dem entsprechenden ökonomischen Impuls zugeordnet
werden können und – zusammen mit den direkten Wirkungen - die Beschäftigungswirkungen umfassen, die direkt und indirekt an der Herstellung der mit dem Impuls verbundenen Güter beteiligt sind. Sie beziehen damit die Vorleistungsproduktion mit ein.
Die Kennzahl, die die Veränderung der Zahl der Beschäftigten auf den auslösenden
Impuls bezieht, wird als spezifischer Gesamtbeschäftigungseffekt bezeichnet. Dieser lässt sich in drei getrennt interpretierbare Komponenten zerlegen:
Gesamteffekt = Produktionsmultiplikator
* (1 – Importanteil) *
Beschäftigungs
-Intensität
• Der Produktionsmultiplikator gibt an, in welchem Umfang ein ausgelöster Impuls
durch den Bezug notwendiger Vorleistungen zur Produktionssteigerung beiträgt. Je
höher der Produktionsmultiplikator, desto höher sind die ausgelösten Produktionseffekte eines Impulses. In die Berechnung des Produktionsmultiplikators geht als
338
Nenner der direkte Nachfrageimpuls ein. Im Zähler ist der Gesamtwert der Güter
aufgeführt, die direkt und indirekt für die Produktion des direkten Nachfrageimpulses
benötigt werden. Dabei werden die importierten Güter mit eingeschlossen.
• Der Importanteil gibt an, welcher Anteil der durch die Impulse insgesamt ausgelös-
ten Gesamtproduktion auf Importe entfällt. Je höher der Importanteil, desto geringer
ist der Anteil, der auf die Inlandsproduktion entfällt.
• Die durchschnittliche Beschäftigungsintensität gibt an, wie viele Personen pro Mil-
lion DM inländischer Produktion, die aus dem Impuls resultiert, beschäftigt werden.
Über den Produktionsmultiplikator der betroffenen Werkstoffwertschöpfungsketten können a priori keine Aussagen gemacht werden. Die Hypothese von positiven Beschäftigungseffekten der Strategien zur Steigerung der Werkstoffeffizienz beruht vor allem auf
den folgenden zwei Teileffekten: Erstens wird ein Großteil der Rohstoffe für die Grundstoffindustrien nach Deutschland importiert. Damit kommt ein Teil der negativen Nachfrageeffekte nicht im Inland zum Tragen. Zweitens dürften – zumindest kurzfristig – die
spezifischen Intensitäten im Arbeitseinsatz bei den stärker dienstleistungsähnlichen
Erfassungs- und Aufbereitungsaktivitäten höher ausgeprägt sein als in der Grundstoffindustrie, so dass ein spezifischer Nettobeschäftigungszuwachs zu erwarten wäre.
Allerdings fällt dieser Effekt umso geringer aus, je mehr es im Zeitablauf zu einer Mechanisierung und damit einer Steigerung der Arbeitsproduktivität bei den Erfassungsund Aufbereitungsaktivitäten kommt. Hierdurch kann es zu erheblichen Freisetzungseffekten (z. B. innerhalb der Recyclingbranche) kommen.
Zur
ersten
Prüfung
der
Plausibilität
dieser
Hypothese
wurden
die
Produktionsmultiplikatoren, Importanteile und Arbeitsintensitäten von Wertschöpfungsketten ermittelt, die durch die untersuchten Strategien besonders betroffen sind. Die
Betonung liegt hierbei auf Wertschöpfungsketten, da es im Kontext der hier interessierenden Fragestellung nicht auf die Arbeitsintensitäten bzw. Importanteile eines einzelnen Sektors ankommt, sondern auf die durchschnittlichen Werte, die sich über die gesamte Wertschöpfungskette inklusive aller Vorleistungen ergeben. Zur Berechnung
dieser Werte war es daher erforderlich, ein wirtschaftliches Strukturmodell heranzuziehen, dass die Gesamtwirtschaft sektoral differenziert erfasst und in der Lage ist, die
Verknüpfung der Wertschöpfungsketten abzubilden. Derartige Fragestellungen sind
eine Domäne der volkswirtschaftlichen Input-Output-Analyse. Herangezogen wurde
daher das ISIS-Modell, dass auf den aktuellsten Input/Output Tabellen des statistischen Bundesamt aufgebaut ist und die Volkswirtschaft Deutschlands in 71 Sektoren
disaggregiert darstellt.
In diesen Vergleich einbezogen wurden einerseits die Wertschöpfungsketten von
Aktivitäten, die im Zentrum einer Erhöhung der Wiederverwendung von Werkstoffen
und einer gesteigerten Effizienz der Werkstoffnutzung stehen und damit als Proxy für
339
diese Strategien insgesamt interpretiert werden können. Entsprechend den zu Beginn
dieses Abschnitts angeführten ökonomischen Interpretationen einer Steigerung der
Werkstoffeffizienz wurde als Proxy für die Teilstrategie Recyclingstrategie daher die
Wertschöpfungskette von Sekundärrohstoffen herangezogen. Als Proxy für die Strategie einer reduzierten Materialintensität durch Effizienzsteigerung stehen die Wertschöpfungsketten von Investitionsgütern und F&E-Dienstleistungen. Andererseits war
es aus zwei Gründen erforderlich, die Wertschöpfungsketten der Produktion der einzelnen Werkstoffe zu betrachten: Erstens um sie den Wertschöpfungsketten der Sekundärwerkstoffe bzw. der F&E-Dienstleistungen und Investitionsgütern gegenüberzustellen, und zweitens um die Effekte einer gegenseitigen Substitution der Werkstoffe
beurteilen zu können.
Die Produktionsmultiplikatoren der untersuchten Wertschöpfungsketten liegen alle um
den Wert 2. Etwas größere Werte erhält man für die Sekundärrohstoffe, Roheisen/Stahl und die NE-Metalle. Insgesamt ergeben sich jedoch keine gravierenden Unterschiede zwischen den Wertschöpfungsketten.
Abbildung 4.2-1:
Produktionsmultiplikatoren von unterschiedlichen
Wertschöpfungsketten
Produktionsmultiplikator
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
lle
l
ic
ht
-E
is
en
m
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a
N
oh
ei
se
n/
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tl e
is
t.
In
ve
st
iti
on
sg
üt
er
0,0
Ein Vergleich der Importanteile der angeführten Wertschöpfungsketten zeigt Abbildung
4.2-2. Es wird deutlich, dass inklusive aller benötigten Vorleistungen Sekundärrohstoffe
und F&E-Dienstleistungen geringe Importanteile benötigen. Die Produktion von Investi-
340
tionsgütern, aber auch der meisten Werkstoffe, löst über alle Vorleistungen hinweg
hingegen eine ca. dreimal so hohe spezifische Importnachfrage aus. Noch höher liegt
der Wert bei der Wertschöpfungskette der NE-Metalle.
Folgende Ergebnisse für die Hypothesenbildung lassen sich aus diesen Ergebnissen
ableiten:
• Eine Strategie der Substitution einzelner Werkstoffe untereinander wird tendenziell
vergleichsweise geringe Importstruktureffekte auslösen. Sie würden etwas ausgeprägter nur dann sein, wenn Aluminium substituiert wird.
• Eine
Recyclingstrategie
wird
demgegenüber
vermutlich
ausgeprägtere
Importsubstitutionseffekte auslösen, da die Importanteile der Wertschöpfungskette
Sekundärrohstoffe doch deutlich geringer sind als diejenigen der Primärwerkstoffe.
• Auf Grund der geringen Importanteile der Wertschöpfungskette der F&E
Dienstleistungen wird eine Strategie der Steigerung der Effizienz der Werkstoffnutzung tendenziell ebenfalls Importsubstitutionseffekte auslösen. Diese Effekte werden aber abgeschwächt dadurch, dass die Importanteile der Wertschöpfungskette
der Investitionsgüter in einer ähnlichen Größenordnung liegen wie diejenigen der
ersetzten Werkstoffwertschöpfungsketten.
Abbildung 4.2-2:
Importanteile von unterschiedlichen Wertschöpfungsketten
Importanteil in %
30
25
20
15
10
5
al
le
se
nm
et
ta
hl
-E
i
N
ic
ht
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n/
S
R
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+E
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is
t.
0
Beim Vergleich der Arbeitsintensitäten der aufgeführten Wertschöpfungsketten sind die
Unterschiede weniger eindeutig (vgl. Abbildung 4.2-3). Die Arbeitsintensität der Wertschöpfungskette der Sekundärrohstoffe liegt in einer ähnlichen Größenordnung wie der
341
Durchschnitt der Werkstoffproduktion. Tendenziell höhere Arbeitsintensitäten weisen
die Wertschöpfungsketten der F&E Dienstleistungen und der Investitionsgüter auf, vor
allem wenn man sie mit den metallischen Werkstoffen vergleicht. Ähnlich wie bei den
Importanteilen fällt die Wertschöpfungskette der NE-Metalle wieder etwas aus dem
Rahmen, da sie mit Abstand die geringste Arbeitsintensität aufweisen. Zwar drängen
sich Schlussfolgerungen für die Hypothesenbildung weniger klar auf wie bei den Importanteilen, dennoch lassen sich folgende erste Tendenzen ausmachen:
• Eine Substitution von Werkstoffen untereinander könnte eventuell dann zu einer
Steigerung der – auf die gesamte Wertschöpfungskette bezogenen - Arbeitsintensität führen, wenn metallische Rohstoffe durch nicht-metallische substituiert werden.
• Ein erhöhtes Recycling von Werkstoffen führt nicht notwendigerweise zu einer Erhöhung der durchschnittlichen Arbeitsintensität. Hier ist es sicherlich erforderlich, die
Bereitstellung der Sekundärrohstoffe stärker stoffbezogen zu betrachten.
• Die Strategie einer verbesserten Effizienz der Werkstoffnutzung dürfte tendenziell
eine Steigerung der Arbeitsintensität auslösen.
Abbildung 4.2-3:
Arbeitsintensitäten von unterschiedlichen
Wertschöpfungsketten
Arbeitsintensität
12
Erwerbstätige/Mio. €
10
8
6
4
2
se
nm
et
al
le
St
ah
l
N
ic
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i
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n/
R
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üt
er
0
Insgesamt lassen diese Untersuchungen den Schluss zu, dass eine erhöhte
Werkstoffeffizienz tendenziell zu sinkenden Importanteilen und steigenden Arbeitsintensitäten führen dürfte, was in Richtung positiver Beschäftigungseffekte dieser Strategien wirkt. Insgesamt spricht einiges dafür, dass insbesondere bei Werkstoffsubstitutionen, evt. auch bei stark durch Recyclingaktivitäten geprägten Werkstoffeffizienzstei-
342
gerungen die positiven Effekte geringer ausfallen dürften als bei Steigerungen der Nutzungseffizienz. Auf der anderen Seite müssen auch klar die Beschränkungen derartiger Aussagen bedacht werden. Aus methodischer Sicht sind folgende Aspekte besonders wichtig, die verdeutlichen, dass es sich bei diesen Aussagen um erste plausible
Hypothesen, aber nicht durch Studien erhärtete Ergebnisse handelt.
• Die tatsächlichen Wirkungen setzten sich aus unterschiedlichen, z. T. gegenläufigen
Teileffekten zusammen. Um die Gesamtwirkung der Effekte bestimmen zu können,
ist es erforderlich, die Größenordnung der einzelnen Teileffekte quantitativ zu
bestimmen.
• Die Überlegungen zur Plausibilität der Hypothesen beruhen auf quantitativen Aussagen, die sich schwerpunktmäßig auf einzelne große Wertschöpfungsketten beziehen. Diese Vorgehensweise kann notwendigerweise eine genauere Spezifikation
der einzelnen Strategien nicht abbilden, und verbleibt auf der Ebene eines Vergleiches spezifischer Werte für einzelne Proxies. Bei einer Abbildung der Steigerung
der Effizienz der Werkstoffnutzung müsste im Einzelnen näher bestimmt werden,
auf welche Sektoren sich der hierdurch ausgelöste Impuls bezieht und welche
quantitative Aufteilung sich für diese Sektoren ergibt. In Abhängigkeit dieser
Spezifikation können sich Abweichungen von einem Ergebnis einstellen, dass allein
an Hand der spezifischen Ergebnisse für die Proxies Sekundärrohstoffe, F&EDienstleistungen und Investitionsgüter argumentiert.
• Die getroffenen Aussagen beruhen auf Durchschnittswerten, wie sie sich aus der
Klassifikation der Input/Outputtabellen und den darauf basierten Modellrechnungen
ergeben. Allerdings werden die einzelnen Teilsegmente der Durchschnittsbranchen
von den Werkstoffeffizienzstrategien in unterschiedlichem Ausmaß angestoßen. Die
Unsicherheiten der abgeleiteten Aussagen steigen mit dem Ausmaß der Abweichungen zwischen den Durchschnittswerten und den Werten für die Teilsegmente
an. Entsprechend müsste für eine sorgfältige Untersuchung für einige Sektoren eine
Disaggregation vorgenommen werden, die die besonders wichtigen Teilsegmente
isoliert und damit die Verzerrungseffekte vermindert.
Damit ist festzuhalten, dass es die Aufgabe weitergehender empirischer Untersuchungen ist, die Größenordnung der unterschiedlichen Teileffekte zu quantifizieren, um so
die Aussagefähigkeit dieser Hypothesen beurteilen zu können. Des Weiteren ist es
notwendig, dass gewählte Analyseinstrumentarium zur Wirkungsanalyse auf die
Fallspezifika der Werkstoffeffizienzstrategien anzupassen, nicht zuletzt um die Effekte
verzerrend wirkender Aggregationen zu reduzieren. Ob bzw. in welchem Ausmaß die
Strategien der Steigerung der Werkstoffeffizienz zu Beschäftigungswirkungen führen,
muss daher in technologiespezifischen, eine Mikro-Makro-Brücke zwischen technologisch ableitbaren Veränderungen und aggregierteren mesoökonomischen Analyseinstrumentarien schlagenden Analysen untersucht werden.
4.3
343
Auswertung bestehender Abschätzungen
In der Vergangenheit konzentrierten sich die Analysen zu den Beschäftigungswirkungen umweltpolitischer Maßnahmen sehr stark auf den Bereich der Energie- und Klimapolitik. Hinzu kamen vereinzelt Analysen, in denen die durch den Umweltschutz ausgelösten Bruttoeffekte analysiert wurden. Demgegenüber waren die Aspekte, die sich
mit den technologiespezifischen Aspekten im Bereich der Kreislaufwirtschaft auseinandersetzen, kaum vertreten.
Neben den Ergebnisse der im Folgenden rezipierten Studie "Arbeitswelt in einer nachhaltigen Wirtschaft" sind noch die Ergebnisse der Studie "Mehr Arbeitsplätze durch
ökologisches Wirtschaften" Prognos anzuführen, bei der vereinzelt auch Recyclingstrategien einbezogen wurde. Insgesamt kommt diese Studie bezüglich der Recyclingstrategien zu vergleichsweise geringen Arbeitsplatzeffekten, die zwischen 2.500 zusätzlichen Arbeitsplätzen für verstärktes Metallrecycling, 4.500 Arbeitsplätzen für verstärktes Recycling von Kunstoffen, Papier und Glas sowie einem Beschäftigungsverlust von 6.300 Arbeitsplätzen durch Autorecycling liegen. Auf Grund des gewählten
methodischen Vorgehens können diese Ergebnisse im Rahmen dieser Studie allerdings nicht sinnvoll interpretiert werden. Dies verdeutlicht das Beispiel des Pkw-Recyclings: So werden unterschiedliche Aktivitätsniveaus zwischen Referenz- und Nachhaltigkeitsszenario angesetzt, d. h. eine geringere Anzahl von produzierten und damit zum
Recycling anfallenden Pkw im Nachhaltigkeitsszenario. Damit wird es unmöglich, zwischen den eindeutig beschäftigungssenkend wirkenden Effekten der Reduktion der
zum Recycling anfallenden Pkw und den durch die Strategie eines verstärkten Recyclings der Pkw ausgelösten Effekten zu unterscheiden.
In den vorangegangenen Abschnitten wurde aufgezeigt, dass eine fundierte Abschätzung der Beschäftigungswirkungen zahlreiche – z. T. gegenläufig wirkende - Teileffekte berücksichtigen muss. Gleichzeitig wurde angedeutet, dass derartige Untersuchungen im Sinne einer Mikro-Makro-Brücke auf fundierten technologischen Untersuchungen aufbauen müssen, deren Ergebnisse dann in einem sektoral differenzierten
Modell analysiert werden, dass in der Lage ist, die relevanten Teileffekte zu berücksichtigen. Eine derartige fundierte Abschätzung wurde für zwei der in diesem Bericht
angesprochenen Bereiche, nämlich das Kunststoffrecycling und die effiziente Papiernutzung, im Rahmen des Forschungsvorhabens "Arbeitswelt in einer nachhaltigen
Wirtschaft" durchgeführt (Walz et al. 2001). Die darin analysierten Szenarien bezogen
sich allerdings auf das Jahr 2020, und fokussieren sich auf eine eingeschränktere und
daher unterschiedliche Definition des Gegenstandsbereichs. Als wirtschaftliches Modell
kam eine frühere Version des ISIS-Modells zum Einsatz, dessen aktualisierte Version
344
auch zur Abschätzung der spezifischen Teileffekte in Abschnitt 4.2 herangezogen
wurde.
Auf Grund des unterschiedlichen Zeithorizontes, der unterschiedlichen Szenariendefinitionen und den daraus resultierenden unterschiedlicher Inputdaten können allerdings
die in jenem Vorhaben analysierten Szenarien nicht direkt mit den in diesem Bericht
entwickelten verglichen werden, zumal sich im Zeitablauf auch die wirtschaftlichen
Rahmenbedingungen ändern. Daher können die quantitativen Ergebnisse nicht direkt
auf die in den vorangegangenen Kapiteln entwickelten Szenarien übertragen werden.
Dennoch ist es sinnvoll, die vorliegenden Ergebnisse zu rezipieren. Denn durch das
gewählte methodische Vorgehen lassen sich einige der bei der ersten Überprüfung der
Plausibilität der Hypothesen angeführten Einschätzungen abmildern:
• Bei den Szenarien für das Jahr 2020 wurden die absehbaren Produktivitätsveränderungen sowohl im Referenz- wie im Nachhaltigkeitsfall integriert. Da die Produktivitäten im Jahr 2030 insgesamt höher liegen werden, ist davon auszugehen, dass
sich die spezifischen Effekte verringern dürften.
• Im Unterschied zur Betrachtung in Abschnitt 4.2, bei der jeweils nur ein Sektor als
Proxy für die betrachtete Strategie herangezogen wurde, weisen die analysierten
Szenarien eine viel stärker in einzelne Teilbereiche differenzierte Aufteilung der Impulse auf. Durch Kumulierung der Wirkungen, die sich aus den einerseits positiv und
andererseits negativ wirkenden Impulse ergeben, wird es möglich, Durchschnittswerte für die Arbeitsintensität und die Importanteile der Wertschöpfungsketten herauszuarbeiten, die durch die Strategie positiv betroffen werden bzw. die hierdurch
abgebaut werden. Da diese Ergebnisse damit eine der in Abschnitt angeführten
Einschränkungen aufheben, können sie als weiteren Test der Belastbarkeit der in
diesem Abschnitt abgeleiteten Hypothesen herangezogen werden.
In der Wirkungsanalyse wurden ökonomische Szenarien gebildet, die sowohl eine
Kompensation der Kostenveränderungen im Sinne der Konstanz der Realeinkommenseffekte als auch Veränderungen der Investitionserfordernisse berücksichtigen.
In der erwähnten Studie "Arbeitswelt in einer nachhaltigen Wirtschaft" wurde u. a. ein
verstärktes Recycling von Kunststoffen untersucht. Hierbei wurde für das Referenzszenario angenommen, dass der überwiegende Anteil der Kunststoffabfälle in Müllverbrennungsanlagen thermisch verwertet wird, während im Nachhaltigkeitsszenario
ein größerer Teil der werkstofflichen Verwertung zufließt. Insofern ist die Differenz zwischen beiden Szenarien typisch für eine Werkstoffeffizienzsteigerung durch Recycling.
Für das Fallbeispiel Papier wurden ebenfalls zwei Szenarien gebildet. Hierbei steigt im
Nachhaltigkeitsszenario ebenfalls der Einsatz von Altpapier an, gleichzeitig kommt es
zu Substitutionen der Papierproduktion durch neue Produktkonzeptionen (z. B. Prin-
345
ting-on-Demand) und Dematerialisierung von Informationsträgern (z. B. durch IuKTechnologien).
In der Gesamttendenz ergeben sich bei beiden Fallbeispielen positive Beschäftigungswirkungen. Allerdings lassen sich doch unterschiedliche Effekte ausmachen,
wobei ein Vergleich der absoluten Beschäftigungseffekte auf Grund der unterschiedlichen Eingriffsintensitäten nur bedingt möglich ist:
• Der Nettozuwachs im Fallbeispiel Papier beträgt gut 27.000 Arbeitsplätze. Dies ist
vorrangig auf eine Zunahme in den Multimedia- und EDV-verwandten Bereichen
zurückzuführen, während in der Papierindustrie und im traditionellen Druckgewerbe
ein deutlicher Rückgang der Arbeitsplätze auftritt. Allerdings ist auch denkbar, dass
ein Teil der neuen Arbeitsplätze in einem sich in Richtung Mediendienstleister hin
entwickelnden Druckgewerbe realisiert werden.
• Mit einem Zuwachs von gut 2.500 Arbeitsplätzen sind die Nettoeffekte beim Kunststoffrecycling vergleichsweise gering. Abnahmen ergeben sich bei der Kunststoffherstellung und der vorgelagerten Grundstoffindustrie, Zunahmen vor allem bei der
Sammlung, Sortierung und Aufbereitung von Kunststoffen. Hierbei ist vor allem die
angenommene – durch Untersuchungen auf Mikroebene basierende - starke Automatisierung im Sortierbereich für den vergleichsweise geringen Nettoeffekt verantwortlich, auf Grund dessen sich die Arbeitsintensitäten zwischen Kunststoffherstellung und Recycling/Sortierung insgesamt annähern. In einer Sensitivitätsanalyse, in
der geringere Freisetzungseffekte in der Sortierung angenommen wurde, beträgt
der Nettobeschäftigungszuwachs dann auch ca. 6.500 Beschäftigte.
Zur Auswertung der Effekte und zum Vergleich zwischen den einzelnen Fallbeispielen
wurden die gesamten Beschäftigungswirkungen jeweils den auslösenden ökonomischen Impulsen, d. h. also den Nachfrageverschiebungen zugeordnet. Gleichzeitig
wurden die Gesamtbeschäftigungseffekte in die drei getrennt interpretierbare Komponenten, den Produktionsmultiplikator, den Importanteil sowie die durchschnittliche Beschäftigungsintensität zerlegt. Auf Grund dieser Komponentenzerlegung lassen sich
folgende Interpretationen der Beschäftigungsergebnisse entwickeln:
• Im Fallbeispiel Papier weisen die Produktionsbereiche, die auf Grund der positiven
Impulse zunehmen, in der Summe einen durchweg geringeren Importanteil und eine
höhere Beschäftigungsintensität auf als die schrumpfenden Bereiche. Im Ergebnis
führt dies dazu, dass es zu einer deutlichen Zunahme der Arbeitsplätze kommt. Eine
Interpretation dieses Musters kann darin gesehen werden, dass in diesen Fallbeispielen eine Dematerialisierung stattfindet, bei der materielle Produktion durch stärker dienstleistungsähnliche Tätigkeiten substituiert wird, die sowohl arbeitsintensiver
als auch stärker inlandsbasiert sind.
• Das Kunststoffrecycling weist zwar ebenfalls bezüglich Importanteilen und Arbeitsintensität ein ähnliches Muster wie das oben genannte Fallbeispiel auf (höhere Arbeitsintensität und geringere Importanteile der positiven Impulse). Im Unterschied
346
hierzu weisen die abnehmenden Produktionsbereiche aber einen höheren Produktionsmultiplikator auf als die zunehmenden. Damit werden die einen Beschäftigungszuwachs bewirkenden Effekte der steigenden Arbeitsintensität und abnehmenden
Importanteile zu einem erheblich Teil kompensiert, so dass die Hypothese einer
steigenden Beschäftigung nur zum Teil bestätigt wird.
Insgesamt bestätigt das Ergebnisstruktur des Fallbeispiels Papier damit die in Abschnitt 4.2 aufgestellten Hypothesen. Andererseits unterscheiden sich die Abweichungen der Ergebnisstrukturen für das Fallbeispiel Kunststoffrecycling doch deutlich von
denjenigen, die für die Differenz zwischen den Proxies Sekundärrohstoffe einerseits
und Kunststoffherstellung andererseits abgeleitet werden können (z. B. Verringerung
versus Steigerung des Produktionsmultiplikators). Insgesamt erscheint es plausibel zu
sein, dass die positiven Beschäftigungseffekte von Recyclingstrategien geringer ausfallen dürften als von Strategien zur Steigerung der Nutzungseffizienz.
Festzuhalten bleibt, dass auf Grund der Diskussion der einzelnen wirksam werdenden
Teileffekte die untersuchten Strategien tendenziell beschäftigungssteigernd wirken
dürften, sich jedoch für die einzelnen untersuchten Teilbereiche deutliche Unterschiede
in der Größenordnung der Effekte ergeben könnten. Diese Hypothesen werden auch
durch die Rezeption bestehender Analysen bestätigt. In welchem Ausmaß die in diesem Bericht entwickelten Szenarien zu einer Steigerung der Beschäftigung führen,
muss in fallspezifischen, eine Mikro-Makro-Brücke zwischen technologisch ableitbaren
Veränderungen und aggregierterem mesoökonomischen Strukturwandel schlagenden
Analysen untersucht werden.
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Politikfolgenabschätzung, Habilitationsschrift, Universität Freiburg.
348
5
Fazit und Ausblick
Fazit und Ausblick
Unter "Werkstoffeffizienz" wurden im Rahmen der vorliegenden Untersuchung folgende
technische Optionen verstanden:
• Recycling energieintensiver Grundstoffe und Sekundärrohstoffnutzung,
• Werkstoffsubstitution zwischen zwei alternativen Werkstoffen mit unterschiedlichem
spezifischem Energiebedarf (wobei man zwischen dem Energiebedarf während der
Produktions- und Nutzungsphase beweglicher Produkte unterscheiden muss) und
• effizientere Werkstoffnutzung, z. B durch werkstofftechnische bzw. konstruktive
Maßnahmen, die zu einem spezifisch geringeren Werkstoffbedarf bei unveränderter
Funktion des jeweiligen Materialeinsatzes führt.
Eine mehr organisatorische Option "gemeinsam Nutzen statt einzeln Besitzen", die
eine wesentlich effizientere Nutzung eines Teils des Kapitalstocks einer Volkswirtschaft
ermöglichen könnte, wurde hier nicht analysiert.
Die Energieminderungspotenziale: politik-induziert deutlich gestaltbar und über Jahrzehnte durch technische Neuerungen nicht ausschöpfbar
Als Ergebnis der auf energetische Effizienz fokussierenden Analysen, die auf einer
primärenergetischen Bewertung basierten, lässt sich für diese Zielbereiche folgendes
festhalten: Bewusst machen
ist in vielen Sektoren etablierte Praxis und hat bereits in der Vergangenheit zu erheblichen Einsparungen beim Primärenergiebedarf geführt. Die Energieaufwendungen für die Recyclingroute (Sammeln, Zerkleinern, Sortieren, Reinigen, Transportieren) sind häufig um fast eine Zehnerpotenz geringer als diejenigen der Sekundärproduktionsverfahren selbst (Ausnahmen z. B. im Baustoffbereich). Gegenüber einem auf dem Stand von vor 30 Jahren eingefrorenen Recyclingumfang werden
heute im Jahr deutlich über 150 PJ an Primärenergie, entsprechend gut 1 % des
Primärenergiebedarfs oder gut 6,5 % des industriellen Endenergiebedarfs in der
Bundesrepublik vermieden114. Hinzu kommen die realisierten Einsparungen aufgrund effizienterer Werkstoffnutzung in Produkten und Anwendungen.
etwa der gleichen Höhe realisiert werden. Das heißt, dass weitere 150 PJ/a alleine
durch die quantifizierbaren Effekte, insbesondere von Recycling sowie Substitution
und effizientem Werkstoffeinsatz, vermieden werden. In dieser Summe des
114 Endenergieverbrauch des übrigen Bergbaus und verarbeitenden Gewerbes 2002: 2.334 PJ
Fazit und Ausblick
349
Referenzfalles sind die zu erwartenden (indirekten) Einsparungen, etwa aufgrund
der werkstoffseitig ermöglichten Effizienzgewinne in der Stromerzeugung, die Effizienzgewinne durch den Leichtbau im Automobilbereich in seiner Nutzungsphase
oder mögliche Materialsubstitutionen im Bereich von Getränkeverpackungen nicht
enthalten. Indes ist zu erwarten, dass die letztgenannten Einflussgrößen auch unter
den Randbedingungen einer Referenz-Entwicklung zusätzlich eine indirekte
verbrauchsmindernde Wirkung in gleicher Größenordnung (ca. 200 PJ)/a) entfalten
werden (Enquete-Kommission 2002).
• Durch forcierte Ausschöpfung bestehender Potenziale (die ausgewiesenen
Einsparungen in den Bereichen Automobil-Leichtbau und Getränkeverpackungen
sind hierbei als theoretische Obergrenze zu betrachten) erscheint im betrachteten
Deutschland, möglich. Dieses Potenzial einer Politik-Variante wäre nur durch erhebliche Forschungs- und Politikarbeit vorstellbar. Die wesentlichen Potenziale liegen
hier im Bereich des Recyclings metallischer Werkstoffe, des Automobil-Leichtbaus,
der Werkstoffsubstitution bei Getränkeverpackungen und insbesondere im Recycling von Kunststoffen. Auch in der effizienten Nutzung von Papier und Umkehr der
mit zunehmender IuK-Technologienutzung einher gehenden Zunahme des Papierverbrauchs liegen erhebliche Einsparpotenziale.
Dieses relativ hohe Energieeinsparpotenzial hätte für sich genommen einen heute
nicht genau festlegbaren theoretischen Anteil; denn was binnen drei Dekaden durch
FuE und schnelle Markteinführung realisierbar ist, lässt sich heute nur mit Unsicherheitsmargen abschätzen. Andererseits sind zwei Aspekte in diesem Einsparpotenzial
von 800 PJ im Jahre 2030 nicht berücksichtigt (Enquete-Kommission 2002):
• die Energieeinsparungen, die indirekt bei der Nutzung – insbesondere beweglicher
Produkte und Maschinenteile – erzielt werden, wurden hier nicht mit in die Analyse
eingeschlossen;
• die Materialsubstitution wurde in einigen Bereichen wegen der Vielfalt der
Möglichkeiten und weitgehender, aber heute spekulativer Optionen, nicht sehr ausführlich in der Analyse behandelt. Hier ist insbesondere an die Herstellung biogener
Kunststoffe und Naturmaterialien zu denken, wobei erstere auch in biotechnischen
Anlagen produziert werden konnten (Hüsing u. a., 2003).
Fasst man diese sich langfristig abzeichnenden Prozesse einer industrialisierten
Dienstleistungsgesellschaft zusammen, so könnte man davon ausgehen, dass die
Energieeinsparpotenziale auch längerfristig, d. h. über 2030 hinaus, durch die
verschiedenen Optionen der Materialeffizienz nicht schnell ausgeschöpft sein werden.
350
Fazit und Ausblick
Risiken für FuE infolge Wettbewerbs zwischen Reinheit/Recycling, Materialeffizienz und Materialsubstitution
Damit stellt sich aber die Frage nach den Wettbewerbsprozessen zwischen den Werkstoffen und ihren spezifischen Vorteilen als "Kernkompetenz"-Vorteile, die durch Substitutionsprozesse durch andere Werkstoffe nicht antastbar erscheinen: biogen und
biotechnologisch basierte Kunststoffe dürften beispielsweise in Zukunft gewisse petrochemisch basierte Kunststoffe in manchen Anwendungen verdrängen. Klassische Naturmaterialien dürften wegen gentechnischer Möglichkeiten und Anstieg der EnergienPreise wieder wachsende Marktanteile erzielen. Die "bedrohten" petrochemisch basierten oder metallischen Werkstoffe dürften sich mengenmäßig vermindern, und ihre
Anwendungen auf ihre spezifischen Vorteile fokussiert werden: Formstabilität bei hohen Temperaturen und relativ hohen mechanischen Festigkeiten. Angesichts dieser
(unbekannten) Dynamik von Materialeffizienz- und –substitutionsmöglichkeiten einerseits und langfristiger Re-Investitionszyklen von Recycling- und Produktionsanlagen
zur Herstellung dieser Massenwerkstoffe andererseits müssten diese Trends bei Forschungs- und Entwicklungsüberlegungen genauer als bisher mit berücksichtigt werden
(vgl. Abb. 5-1). Denn manche Recyclingroute von heute könnte angesichts mancher
attraktiver Materialsubstitutionen und wegen der langen Re-Investitionszyklen eine
auslaufende Technologielinie werden.
Allerdings werden bei aller Umsicht bei den FuE-Entscheidungen in diesen Bereichen
der Materialeffizienz Risiken verbleiben, denn Umfang und Dynamik der Erfolge der
Materialforschung sind nur in begrenztem Umfang vorausschaubar.
Fazit und Ausblick
Abbildung 5-1:
351
Schema des historischen Verlaufs von energierelevanten Massenwerkstoffen
Mengen
Aufbau des Kapitalstocks
Dominanz der Materialeffizienz
petrochemische Materialien (Polymere)
Aluminium
biogen basierte
Kunststoffe
Stahl, Eisen
mineralische Baustoffe, Glas und Keramik
1900
1950
2000
2050
klassische
Naturmaterialien
Zeit
Materialeffizienz-Politik als Teil einer Energie-, Klima- und Nachhaltigkeits-Politik
Materialeffizienz und Recycling energieintensiver Materialien haben sich als einflussreich für den Energiebedarf in Deutschland in den vergangenen zwei bis drei Jahrzehnten und damit für die Entwicklung der energiebedingten CO2-Emissionen erwiesen. Da auch unter den konservativen Annahmen eines Referenzfalles für die kommenden drei Jahrzehnte ein vermeidbarer Anstieg des Primärenergiebedarfs durch
Werkstoffeffizienz zumindest in der gleichen Größenordnung zu erwarten ist und die
bestehenden Potenziale bei einem Vielfachen dieses Wertes liegen, sollte dieses Feld
auch bewusster Gegenstand der Klimapolitik werden; denn sie könnte somit die Belange einer Umwelt- und Abfallpolitik mit denjenigen der Energiepolitik verknüpfen und
zugleich einen Beitrag zur nachhaltigen Entwicklung leisten.
Es zeigt sich bei diesen Überlegungen zur Materialeffizienz, dass energetische Betrachtungen alleine nicht hinreichend für die Beurteilung der Nachhaltigkeit der untersuchten Konzepte sein können. Ihre Auswirkungen bzgl. der ökologischen Dimension
der Nachhaltigkeit sind in Form neuer weiterer ökologischer Effekte zu erwarten (z. B.
Recycling-Rückstände, Wasseremissionen), die im Rahmen dieser Studie allenfalls am
Rande berücksichtigt werden konnten. Insofern kann diese Analyse nicht zu abschlie-
352
Fazit und Ausblick
ßenden Empfehlungen zu einzelnen Werkstoffen oder Recyclingverfahren führen, die
auch alle wesentlichen ökologischen Aspekte berücksichtigt hätten.
Auf Seiten der ökonomischen Wirkungen wurden die gesamtwirtschaftliche Zusammenhänge einer erhöhten Werkstoffeffizienz geprüft; so z. B. die ausgelösten Veränderungen von Beschäftigung, von Wirtschaftsstrukturen und betrieblichen Arbeitsstrukturen. Dabei wurde den Beschäftigungseffekten besondere Bedeutung beigemessen:
• Die einzelnen wirksam werdenden Teileffekte der untersuchten Optionen von
Materialeffizienz wirken tendenziell beschäftigungssteigernd; hierbei ergeben sich
jedoch für die einzelnen untersuchten Teilbereiche, je nach Werkstoff und Materialeffizienzoption, deutliche Unterschiede in der Größenordnung der Effekte.
• Die Ergebnisse sind auch plausibel; denn ähnlich wir bei der Energieeffizienz sind
die gleichen Teileffekte auf die Beschäftigung zu beobachten: Recycling und verbesserte Materialeffizienz reduzieren in den meisten Fällen erforderliche Primärmaterial oder Rohstoffimporte; diese werden durch inländische Investitionen,
Dienstleistungen und know how ersetzt. Ähnliches gilt auch bei der Materialsubstitution, wenn es sich dabei um heimische Rohstoffe (z. B. Naturmaterialen) handelt.
Da die drei Materialeffizienz-Optionen häufig rentabel sind, tragen sie auch über den
zusätzlichen Nachfrageeffekt infolge verminderter Materialkosten zu Wachstum und
mehr Beschäftigung bei.
Die Durchsicht bestehender Analysen bestätigt diese Ergebnisse. In welchem Ausmaß
die Materialeffizienz zu einer Steigerung der Beschäftigung führt, ist infolge der oben
angedeuteten Einflüsse und Konstellationen bei den einzelnen Werkstoffen und ihren
Anwendungen sehe fallspezifisch, eine einfache Faustformel daher nicht möglich.
Zusammenfassende Hinweise für Forschung und Entwicklung
Ein zentrales Ergebnis der Studie sind Aussagen zum bestehenden F&E-Bedarf, um
die ermittelten Potenziale als Beitrag der Energieeffizienz und damit zur Vermeidung
unnötiger CO2-Emissionen zu einer nachhaltigen Entwicklung auch tatsächlich nutzen
zu können. Wesentliche Kernaussagen hierzu sind:
• Von großer Bedeutung für die F&E-Anstrengungen sind immer wieder die Reinheiten der Schrotte bzw. Abfälle durch kostengünstige Sortier-, Demontage- und
Trennverfahren sowie Reinigungsprozesse vor und in den Produktionsprozessen
der Sekundärmaterialien. Hierbei spielt die Qualitätssicherung der Sekundärmaterialien eine zentrale Rolle, an der sich der Umfang der möglichen Kreislaufschließung
entscheidet.
• Dabei gibt es häufig auch einen technischen Wettlauf zwischen Materialeffizienz, d.
h. geringerem spezifischem Einsatz, welcher die technologischen Ansprüche an den
Fazit und Ausblick
353
Werkstoff weiter hinaufschraubt, und den technischen Möglichkeiten höherer Reinheit und Homogenität der im Sekundärkreislauf geführten Schrotte und Abfall-Stoffe
zu günstigen Kosten (relativ zu den Kosten der konkurrierenden Primärwerkstoff-Linien). Wenngleich dieser technische Wettlauf nicht im Einzelnen vorausgesagt werden kann, so wäre doch eine begleitende Forschung zu erwägen, die jeweils die
sich abzeichnenden technischen Fortschritte durch Forschung und Entwicklung für
die einzelnen Massenwerkstoffe und ihre Hauptanwendungen beschreibt; allein eine
derartige Information mit ihren Hinweisen zu den energetischen Effekten dürfte bei
Forschergruppen und Forschungsgeldgebern wahrscheinlich nicht ohne Reaktion
bleiben.
• Bei der Herstellung der einzelnen Primär- bzw. Sekundärrohstoffe gibt es – trotz
jahrzehntelanger Verbesserungsinnovationen wie bei den Metallen oder Baustoffen
- weitere Möglichkeiten der Verminderung des spezifischen Energiebedarfs, z. B.:
- bei Eisen und Stahl (Substitution der Kohle bei der Roheisenerzeugung als
Reduktionsmittel durch Erdgas oder CO2–freie Stoffe, weitere Erfolge zum endabmessungsnahen Giessen von Stahl),
- bei Aluminium ist für Deutschland (und Europa) die Sekundärroute und die
Materialeffizienz von besonderer Bedeutung (Entwicklung verbesserter Trennungsverfahren von Aluminium Schrotten, geschäumtes Aluminium als leichter
Werkstoff mit hohen Steifigkeitseigenschaften),
- bei Zement, Beton und Ziegel sind ebenfalls Komponentenentwicklungen der Recycling-Routen von großer Bedeutung (z. B. Automatisierung der Qualitätskontrolle bei der Sortierung für die RK-Baustoffaufbereitung, Prüfung der technischen Eigenschaften von feingemahlenem Betonmehl, um es als Zementersatz
bei Magerbeton zu nutzen, Forschungen zur Wiederverwendbarkeit von Ziegelsplitt),
- beim Glas liegt der Forschungsbedarf nicht nur bei Problemen der
Qualitätssicherung (Verminderung von Verunreinigungen, insbesondere bei
Auto- und Flachglas, durch verbesserte Messtechnik, Sortiertechnik und Vermeidung von Siebdruck), sondern auch in Marktforschungsfragen (z. B.
Standardisierung von Fenstern und Akzeptanz schlechterer Glasqualitäten für
Fenster in Kellern und Fabrikationsgebäuden).
- Beim Papier stehen Forschungen zur Organisation von Recyclingströmen und zu
gesetzlichen Auflagen bzgl. der Materialeffizienz deutlich im Vordergrund (getrennte Erfassung von graphischen Papieren und Verpackungspapier, Propagierung geeigneter Beschaffung in den Dienstleistungssektoren mit hohem Papierbedarf, Normen oder Standards für Verpackungspapiere, Verhaltensanalysen,
warum trotz elektronischen Arbeitens mit PCs zugleich sehr viele Papierausdrucke gemacht werden); aber auch weitere technologische Fortschritte sind wichtig
(z. B. automatische Sortierverfahren, welche die manuelle Sortierung ersetzen,
Eignung von Klebstoffen und Druckfarben für die Altpapieraufbereitung, Entwicklung flexibler Polymerdisplays zur Entwicklung "elektronischen Printmedien",
354
Fazit und Ausblick
- bei den Polymeren stehen verschiedene Technologien der werkstofflichen,
rohstofflichen und energetischen Verwertung zur Verfügung. Da die Kunststoffe
häufig in die Produkte integriert sind, muss zur Auswahl der geeignetsten Technologie die gesamte Wertschöpfungskette bis zum Produkt und der Nutzen der
Verwertungsprodukte, sei es Regranulat oder Energie, mit betrachtet werden,
was die Entscheidung kompliziert. Es gibt eine Anzahl angepasster Einzellösungen, wie z. B. das Sicon-Verfahren für Altautos, und auch eine Anzahl von neuen
Verwertungsrouten, wie z. B. das selektive Lösen, die in Zukunft ihren Beitrag zur
rationellen Energienutzung leisten können.
• Für die erfolgreiche Entwicklung von Dematerialisierung und Kreislaufwirtschaft bedarf es auch begleitender F&E zu Themen wie Sicherheit und veränderte Umweltbelastungen der neuen Systeme (z. B. Leichtfahrzeugbau, insbesondere auch für
Übergangsphasen; erhöhte oder verminderte Abfallaufkommen).
• Wie bereits bei den einzelnen Werkstoffen oben angedeutet, bestehen bei der
Anwendung neuer Werkstoffe aus Sekundärmaterial objektive meist qualitätsbedingte Hemmnisse sowie subjektive Akzeptanzprobleme der verschiedenen Anwendergruppen. Deshalb ist es sehr wichtig, dass simultan zu den technologischen
FuE-Anstrengungen anwenderorientierte Begleitforschungen erfolgen, die rechtzeitig die qualitätsbezogenen Anforderungen abklären (auch die Akzeptanz neuer
Qualitätsklassen) oder die anwenderbezogenen Anforderungen bzgl. der neuen
Produkte klären; hierzu mögen auch Information, Demonstrationsprojekte und berufliche Fortbildung gehören, um Zweifel an den neuen Werkstoffen und Materialien
und behauptete Zielkonflikte bei den Anwendern auszuräumen bzw. zu vermeiden.
Andernfalls besteht die Gefahr, dass wichtige Aspekte aus Anwendersicht bei den
Entwicklungen nicht hinreichend berücksichtigt würden und die FuE-Gelder fehlinvestiert wären.
• Diese Überlegungen laufen darauf hinaus, zu einem richtigen Zeitpunkt der Forschungs- und Entwicklungsarbeiten diejenigen Akteure mit zu involvieren, um die
Bedingungen eines möglichst bruchlosen Übergangs von der Entwicklung in die
Marktdiffusion zu erreichen. Denn letztlich geht man von der Hypothese aus, dass
die neu entwickelten technischen Optionen als marktgängige Materialeffizienz-Optionen geeignet sind; dann sollte das Forschungsdesign auch entsprechend angelegt
sein.
• Die Anwendung eines System-Dynamics Modells zur Abbildung von nicht-linearen,
dynamischen und komplexen Sachverhalten wie z. B. die energetische Bewertung
von Automobilleichtbaustrategien hat sich bewährt. Dieser methodische Ansatz
sollte auf andere komplexe Anwendungsfelder von Werkstoffen übertragen werden,
wie z. Β. auf die Papierverwendung.
• Angesichts der Risiken der FuE zur Materialeffizienz erscheinen auch nicht zuletzt
vertiefte Untersuchungen zu den ökonomischen Auswirkungen von Bedeutung, um
die indirekten positiven Wirkungen einzelner Werkstoffeffizienzoptionen bei den
FuE-Entscheidungen mitberücksichtigen zu können. Denn große positive gesamt-
Fazit und Ausblick
355
wirtschaftliche Wirkungen einer Option mögen auch größere Risiken rechtfertigen,
welche die öffentliche Forschungsförderung erwägt.
Ein Teil der erforderlichen Forschungsarbeiten bedingt einen intensiven Gedankenaustausch zwischen verschiedenen Ressorts (z. B. BMWA mit der Energieforschung,
BMBF mit der Materialforschung, BMBV mit der Verkehrssicherheitsforschung) und
Forschungsinstitutionen (z. B. MPG, FhG und Universitäten im Bereich Materialforschung und Anwendungen, DLR im Bereich der Gasturbinen). Weder die Ressorts
noch die Forschungsgruppen sehen derzeit in vielen Fällen die Energierelevanz ihrer
Forschungsarbeiten. Deshalb wird es auch einer begleitenden Evaluation bedürfen,
welche die energetische Bedeutung neuer Werkstoffe und Recycling- oder Substitutionsoptionen jeweils "entdeckt" und den Beteiligten kommuniziert. Denn es sollte einen
Unterschied machen, ob Materialforschung und Prozessentwicklung lediglich um der
technischen Neuheit willen (und akademischer Meriten wegen) betrieben wird, oder ob
diese Arbeiten auch unter dem Energie- und Klimaschutzaspekt – vielleicht sogar auch
noch unter Beschäftigungsaspekten – vorangetrieben werden.
Quellen
Enquete-Kommission "Nachhaltige Energieversorgung" des Deutschen Bundestages
im Kontext der Liberalisierung und Globalisierung (2002): Endbericht Kap. 4.2.8
(Veröffentlichung im September 2002)
Hüsing, B.; Angerer, G.; Gaisser, S.; Marscheider-Weidemann, F.: Biotechnologische
Herstellung von Werkstoffen unter besonderer Berücksichtigung von Energieträgern und Biopolymeren. Forschungsbericht 200 66 30; UBA-FB 000388, 2003
356
Anhang A1: Definition von Recyclingquoten
Anhang A1:
Definition von Recyclingquoten
In der Literatur finden sich zahlreiche Berechnungsmöglichkeiten und Definitionen von
Recyclingquoten, die oft in inkonsistenter Weise verwendet werden. Hier soll ein Überblick über die am häufigsten verwendeten Definitionen der Begriffe
• Recyclinganteil und
• Recyclingquote bzw. Recyclingrate (Synonyme)
sowie ihre Aussagefähigkeit bezüglich der Quantifizierung des Recyclings – hier speziell von Metallen - gegeben werden (vgl. Buntenbach et al., 1998). Die Angaben erfolgen dabei auf der Basis von Gew.-%.
Recyclinganteil Ra
Der Begriff Recyclinganteil ist immer dann brauchbar, wenn angegeben wird, wie hoch
der Anteil an recyceltem Material an einer gewissen Menge Gesamtmaterial ist. Der
Recyclinganteil wird dabei in der Regel entweder auf die Gesamtproduktion oder den
Gesamtverbrauch bezogen.
Anteil der Sekundärproduktion an der Gesamtproduktion
R =
Sekundärproduktion
Sekundärproduktion + Primärproduktion
Dieser Anteil ist problematisch, wenn verschiedene Länder betrachtet werden. Verschiedene Länder Europas verfügen über keine Produktion von Stahl über die Verfahrensroute Hochofen/Oxygenstahlwerk. Japan z. B. produziert kein primäres Aluminium.
In den genannten Fällen läge dieser Anteil also bei 100 %. Länder wie Norwegen, die
viel Primäraluminium erzeugen, weisen hingegen sehr geringe Recyclinganteile auf.
Eine Aufteilung der Produktion nach einzelnen Sektoren wie z. B. Verkehr oder Bauwesen ist nicht möglich.
Anteil des recycelten Materials am Gesamtverbrauch
Ra =
Menge an recyceltem Material
Gesamtverbrauch an Material
Diese Methode berücksichtigt nicht die oft sehr lange Lebensdauer, die bestimmte
Materialien in ihrer Nutzungsphase aufweisen. Ein steigender Verbrauch an einem
Material führt zu einem niedrigen Recyclinganteil, ein sinkender Verbrauch zu einem
steigenden Anteil. Eine Aufteilung nach unterschiedlichen Sektoren ist bei dieser Be-
357
rechnung möglich. Dieser Anteil sagt jedoch nichts über die Menge an verfügbarem
Material für das Recycling aus. Somit wird die eigentliche Effektivität des Recyclings
nicht betrachtet.
Recyclingquote Rq
Rq ist das Mengenverhältnis von tatsächlich recyceltem und theoretisch verfügbaren
Sekundärmaterial.
R =
Menge an recyceltem Material A
theoretisch verfügbare Menge an Material A
Diese Recyclingquote sagt aus, wie viel eingesetztes Material für einen gegebenen
Verwendungszweck zurückkommt. Sie definiert somit den wiedergewinnbaren Anteil
der eingesetzten Werkstoffe bzw. Bauteile. Wenn für einen typischen Anwendungssektor die Recyclingquote berechnet werden soll, müssen folgende Daten verfügbar
sein:
• Menge an Material A in einem bestimmten Produkt
• Mittlere Lebensdauer des Produktes
• Verbrauch in einem Land (Produktion + Import – Export) in einem Referenzjahr
• Menge an wiedergewonnenem Material A
Die Menge an einem bestimmten Material in einer gewissen Produktgruppe lässt sich
in der Regel als Mittelwert ermitteln. Ebenso lässt sich die mittlere Lebensdauer eines
Produktes bzw. einer Produktgruppe mit Hilfe statistischer Methoden bestimmen. Der
Verbrauch in einem Referenzjahr eines Landes kann statistischen Werken entnommen
werden. Die Angabe zur Menge an wiedergewonnenem Material unterliegt jedoch gewissen statistischen Ungenauigkeiten. Ferner gibt diese Menge keine Auskunft darüber, wie viele Produkte einer Produktgruppe, die theoretisch für ein Recycling anstehen, tatsächlich erfasst werden. Die Berechnung der Recyclingquote auf diese Art
bietet birgt aufgrund der Verwendung von oft nicht ausreichend genauem statistischen
Material und Schätzwerten die Möglichkeit der Manipulation. Die technischen Prozesse, die für das eigentliche Recycling angewendet werden, fließen nur indirekt über
die Menge an wiedergewonnenem Material in die Berechnung ein.
Um die tatsächlichen Recyclingprozesse beschreiben zu können, sind die bisher genannten Recyclingquoten kaum verwendbar. Daher sollen nachfolgend prozessbezogene Quoten definiert werden, mit Hilfe derer das Recycling von beliebigen Produktgruppen quantifiziert werden kann. Dabei beziehen sich alle Mengenangaben auf den
358
Werkstoffgehalt (Metallgehalt) in der betrachteten Materialfraktion. Die Bewertung des
Recyclings erfolgt bezüglich jeder der folgenden drei Ebenen der Recyclingprozesskette:
• Erfassung der Vorstoffe
• Aufbereitung der Vorstoffe
• Verhüttung der Vorstoffe
Erfassungsquote Eq
Die Erfassungsquote ist die Menge an verfügbaren Sekundärrohstoffen, welche über
Sammelsysteme erfasst wird, bezogen auf die theoretisch zur Verfügung stehende
Menge an Sekundärmaterial.
gesammelte Menge an Sekundärmaterial einer Produktgruppe
E =
theoretisch verfügbare Menge an Sekundärmaterial einer Produktgruppe
Technische Recyclingquote Rq,t
Die technische Recyclingquote gibt den Materialanteil an, welcher nach der Zuführung
zur Verwertung am Ende des Recyclingprozesses tatsächlich als Sekundärmaterial
produziert wurde. Es handelt sich hierbei also um das Ausbringen, welches alle Verluste an Material, die während der technischen Prozesse des Recyclings auftreten,
berücksichtigt.
R q,t =
produzierte Menge an Sekundärmaterial
der Verwertung zugeführte Menge an Material
Die technische Recyclingquote ergibt sich als Produkt aus Aufbereitungsquote und
Schmelzausbeute. Die Aufbereitungsquote Aq ist das Verhältnis aus dem der Verhüttung zugeführten Sekundärmaterial und dem der Aufbereitung zugeführten Material.
Die Schmelzausbeute Sa (Verhüttungsquote) gibt an, wie viel Sekundärmaterial nach
dem Schmelzen der Vorstoffe verbleibt, bezogen auf die der Verhüttung zugeführte
Menge; für Aluminium ist dies z. B. die Menge, die beim Einschmelzen als Flüssigmetall gewonnen wird, unter Berücksichtigung der Verluste in der Salzschlacke und der
Krätze.
Rq,t = Aq x Sa
Gesamtrecyclingquote Rq,ges
359
Die Multiplikation der Erfassungsquote Eq mit der technischen Recyclingquote Rq,t ergibt die Gesamtrecyclingquote Rq,ges. Diese Quote beschreibt die Effektivität der Nutzung einer sekundären Ressource bzw. eines sekundären Vorstoffes. Zugleich gibt sie
Auskunft über den gesamten im Zuge des Recyclingprozesses entstehenden Materialverlust.
Rq,ges = Eq x Rq,t = Eq x Aq x Sa
Quelle
Buntenbach, S.; Meier-Kortwig, J.; et al.: Überlegungen zu Definitionen: Recyclinganteile und Recyclingquoten. Interner Bericht, Institut für Aufbereitung (IFA), RWTH
Aachen, 1998
360
Anhang A2:
Anhang A2: Referenz-Szenario der Produktionsentwicklung
Referenz-Szenario der
Produktionsentwicklung
Bei einem Zeithorizont von 30 Jahren ist die Nutzungsdauer von Produkten insofern
von großer Bedeutung für eine energieeffiziente Werkstoffnutzung, als dass die Produktnutzungsdauer das maximale Recyclingpotenzial mitbestimmt. Einerseits werden
energieintensive Werkstoffe in langfristigen Investitionsgütern verwendet (Beispiele:
Stahl, Aluminium etc. in Bauten, Fassaden, PKW, Kunststoffe in PKW, als Fensterrahmen und Rohrleitungen im Baubereich); andererseits erfolgt die Materialnutzung in
relativ kurzlebigen Produkten wie Geräte, Maschinen oder auch in sehr kurzlebigen
Verpackungsmitteln. Unter Beachtung einer möglichen Werkstoff-Substitution von
Produkten, langfristigen Investitions- und Gebrauchsgütern sowie Verpackungsmaterial
lassen sich spezifische Werkstoffbedarfe ermitteln. Inwieweit dieser Werkstoffbedarf
inländisch erzeugt wird oder durch Importe, bleibt speziellen Annahmen vorbehalten,
um zur inländischen Produktion und entsprechenden Energieverbrauchswerten Aussagen machen zu können.
Grundsätzlich geht jedes Referenz-Szenario zur wirtschaftlichen Entwicklung explizit
oder unausgesprochen von derartigen Annahmen inländischer Produktion und Substitution energieintensiver Grund- und Werkstoffe und eines entsprechenden Nettoimports oder -exports aus. Diese Annahmen werden im Folgenden bzgl. der Produktion
energieintensiver Materialien offen gelegt, nicht aber bzgl. des Außenhandels, weil die
Analyse auf die inländische Energienachfrage beschränkt ist.
Diese Produktionsannahmen wurden aus der gesamtwirtschaftlichen Entwicklung und
der mit dem MIS-Modell ermittelten Wirtschaftsstruktur-Entwicklung mit dem Zeithorizont 2030 abgeleitet (Jochem, Mannsbart, 2002).
a) Demografische und makroökonomische Entwicklung
Aus demografischer und makroökonomischer Sicht wurde von folgenden Annahmen
ausgegangen (vgl. Tabelle A2-1) : Bevölkerungsrückgang um 4,4 Millionen Einwohner
in Deutschland zwischen 2000 und 2030 bei in diesem Zeitraum konstant bleibender
Zahl der privaten Haushalte sowie Rückgang der Zahl der Erwerbstätigen um 3,8
Millionen (d. h. -0,3 %/a) bei einem deutlich überdurchschnittlichen Rückgang in Industrie und Baugewerbe. Das reale Wachstum von Industrie und Baugewerbe wird deutlich
niedriger als die Zunahme des realen Bruttoinlandsprodukts angesetzt (1,2 %/a bzw.
0,7 %/a im Vergleich zu 1,4 %/a). Für den Bergbau wird ein deutlicher Rückgang angenommen (Prognos/EWI 1999 und Prognos 2001).
Tabelle A2-1:
361
Demografische und makroökonomische Rahmenbedingungen des
Referenz- und des Nachhaltigkeitsszenarios für Deutschland,
2000 bis 2030
Veränder.
(% / a)
2000
2010
2020
2030
Bevölkerung (Mio.)
82,3
82,1
80,8
78
Private Haushalte (Mio.)
38,1
38,5
38,8
38,1
0
1968,5
2265
2607
3000
1,4
38,7
37,6
37,2
34,9
-0,3
darunter Industrie
8,1
7,4
6,7
5,7
-1,2
darunter Baugewerbe
2,8
2,7
2,4
1,9
-1,3
408
459
516
580
1,2
102,5
110
117
125
0,7
BIP (Preise 1995), Mrd. Euro
Erwerbstätige (Mio.)
-0,2
Bruttowertschöpfung:(Preise 1995):
Industrie (Mrd. Euro)
Baugewerbe (Mrd. Euro)
Quelle: Statistisches Bundesamt, Prognos 2001, eigene Schätzungen
Innerhalb der Industrie sind Maschinenbau, Elektrotechnik, Chemie (Ausnahme:
Grundstoffe) und Metallgewerbe aufgrund der inländischen Nachfrage und der weiterhin als günstig angenommenen Exportchancen die Wachstumsmotoren der deutschen
Industrie. Für das verpackungsintensive Ernährungsgewerbe, Gummi- und Kunststoffwaren, NE-Metalle dürften die Wachstumsraten unterdurchschnittlich sein, ebenso bei
der Gewinnung von Steinen/Erden, dem sonstigen Bergbau, d. h. allgemeiner gesprochen bei den meisten Grundstoffen), während sich der Fahrzeugbau, das Papiergewerbe sowie Glas/Keramik und die Verarbeitung von Steinen/Erden durchschnittlich
entwickeln dürften. Verliererbranchen sind demnach in diesem Referenz-Szenario des
IKARUS-Projektes der Bergbau und die meisten Grundstoffindustrien mit ihren energieintensiven Produktionsprozessen, so wie es auch in den letzten 20 Jahren zu beobachten war. Die Fortsetzung dieses Trends ist begründet durch eine weitere steigende Materialeffizienz (durchschnittlich ca. 1 %/a) bei eher stagnierendem oder leicht
steigendem Produktionswachstum der Hauptabnehmerbranchen und der Endnachfrage, durch eine abnehmende Tendenz von Nettoexporten bzw. Zunahme von Nettoimporten energieintensiver Grund- und Massenwerkstoffe.
b) Nachfrageentwicklung der Hauptverwendungsbereiche
Die ausgewählten Werkstoffe werden vor allem in den Branchen Eisen- und Stahl, NEMetalle, Chemie (Kunststoffe), Steine/Erden, Glas und Papiergewerbe produziert und
362
direkt weiter verarbeitet oder indirekt durch andere Branchen. In Tabelle A2-2 wird
nach drei großen Einsatzbereichen der Werkstoffe differenziert (PKW, Baugewerbe
und Verpackungen). Für diese Bereiche wird die voraussichtliche Entwicklung wichtiger Aktivitätsfelder der Materialeffizienz und -substitution als Ergebnis von Werkstoffanteilen bzw. absoluten Mengen in einer Referenz-Entwicklung zusammengestellt.
Zwischen 2000 und 2030 wird ein Anstieg des deutschen PKW/Kombi-Bestandes um
12 % angenommen (von 42,8 auf 48 Millionen bei einem Rückgang der jährlichen
Neuzulassungen von 3,3 Mio. auf etwa 3 Mio.), wobei sich bereits ab 2010 die
Wachstumsraten deutlich abschwächen dürften (Fortschreibung des Szenarios "Kaleidoskop" der Deutschen Shell von 2001). Insgesamt wird sich danach die PKW-Dichte
im genannten Zeitraum von 520 auf nahezu 620 je tausend Einwohner erhöhen.
Als Angabe zur Referenz-Entwicklung werden folgende Veränderungen der durchschnittlichen Materialzusammensetzung von neuen PKW angenommen (vgl. Tabelle
A2-2):
• Rückgang bei Stahl von 59 % in 2000 auf 40 % in 2030,
• Starker Anstieg bei Aluminium (von 8 % auf 24 %),
• leichter Anstieg beim Einsatz von Kunststoffen und bei Elastomeren und restlichen
Materialien sowie Konstanz bei sonstigen NE-Metallen.
Tabelle A2-2:
Entwicklung der durchschnittlichen Materialzusammensetzung bei
neuen PKW im Referenz-Szenario, 2000 bis 2030
Materialien
Anteile heute (in %)
Trend
Stahl
59
Rückgang auf 40 %
Aluminium
8
Anstieg auf 24 %
Sonstige NE-Metalle
5
weiterhin 5 %
Kunststoffe
14
Anstieg auf 15 %
Elastomere/Rest
14
Anstieg auf 15 %
Quelle: Verband Kunststofferzeugende Industrie (VKE); eigene Schätzungen
Im Bereich Bau ist beim Bauhauptgewerbe (Hoch- und Tiefbau, vorbereitende Baustellenarbeiten, d. h. vor allem Neubauten) bereits ab 2010 von einem Rückgang des
Anteils am Bauvolumen auszugehen, während vor allem die Bauinstallation (früher:
Ausbaugewerbe) mit Zuwächsen rechnen kann (Altbaumodernisierung).
363
Als wichtige Baumaterialien sind zu nennen: Baustahl für den Hoch- und Tiefbau, Zement und Ziegel, Isolationsmaterial und Zwei- und Dreifachverglasung der Fenster,
Alufassaden und -rahmen und Kunststoff-Fensterrahmen und -böden.
Tabelle A2-3:
Entwicklung des Materialbedarfs im Hoch- und Tiefbau im ReferenzSzenario, 2000 bis 2030
heutige Situation
Trend
Aufteilung Bauvolumen
Anteile im Jahr 2000 in Mrd.
Euro: Wohnungsbau 55 %, Wirtschaftsbau 29 %, Öffentlicher
Bau 16 %
271,8 Mrd. Euro (100 %)
Hoch-, Tiefbau, Vorber. (ehem.
Bauhauptgewerbe, o. Teilber.)
36,4 %
Rückgang
Bauinstallation, sonst. (ehem.
Ausbaugewerbe, o. Teilber.)
35,6 %
Anstieg
Sonst. (Fertigteile, Montage, Planung, Eigenleistung)
28,0 %
Anstieg
Ausgewählte Einzelmaterialien
Heutige Verwendung
Trend
Baustahl (Bauhauptgewerbe)
Anteil bei Stahl rd. 15 %
Konstanz
Zement (Inlandsversand)
2001: 53 % Transportbeton,
25 % Betonbauteile
leichter Rückgang
Ziegel
Prod. 2000:
Mauerziegel: 11,8 Mio. m3
Dachziegel: 975 Mio. St.
Rückgang,
Konstanz
Dämmstoffmarkt
Markt 2000: 33 Mio. m3
Anstieg
Wärmedämmglas
Prod. 2000: 26,1 Mio. qm
Anstieg
Alufassaden u. -rahmen
Marktanteil Fensterrahmen:
18 %
Anstieg
Kunststoffrahmen und -böden
(hier: Anteile am Kunststoffverbrauch im Baugewerbe)
Anteile Kunststoffverbr. Bau:
Fenster- und Türprofile 10 %,
Boden- und Wandbeläge 6 %;
Marktanteil Fensterrahmen:
52 %
Quellen:
Konstanz
Statistisches Bundesamt, Wirtschaftsvereinigung Stahl, Bundesverband Baustoffe, Steine und Erden, BDZ, BV Glas, Saint-Gobain Isover G+H AG, eigene
Schätzungen
Der Verpackungsverbrauch dürfte insgesamt bis 2030 leicht zunehmen. Aus dem
Trend der neunziger Jahre lässt sich im Falle von Glas und Weißblech ein Rückgang
ableiten (vgl. Tabelle A2-4). Vor allem für Papier, das bereits heute anteilsmäßig deut-
364
lich vor Glas liegt, dürften sich weiterhin relativ hohe Wachstumsraten ergeben, die hier
für das Referenz-Szenario unterstellt werden.
Tabelle A2-4:
Entwicklung des Verbrauchs von Verpackungsmaterial im ReferenzSzenario nach novell. VerpackungsV, 2000 bis 2030
Material inkl. Verbunde
2000 (Mio. Tonnen)
Trend
Glas
3,62
Rückgang (-0,3 %/a)
Weißblech insgesamt
0,71
Rückgang (-0,2 %/a)
Aluminium insgesamt
0,10
Konstanz
Kunststoffe insgesamt
1,71
Anstieg (0,3 %/a)
Papier insgesamt
5,95
Anstieg (0,2 %/a)
Flüssigkeitskarton
0,24
Anstieg (0,3 %/a)
Feinblech, Stahl
0,34
Anstieg (0,1 %/a)
Holz, Kork, sonstige
Verpackungen
2,54
Anstieg (0,2 %/a)
SUMME
15,21
leichter Anstieg
Quellen: GVM (2001), eigene Schätzungen
c) Veränderungen der Produktionsmengen in Deutschland
Die detaillierten Annahmen zur künftigen Produktionsentwicklung der ausgewählten
Werkstoffe wurden in Tabelle A2-5 zusammengefasst. Dabei werden in dieser Referenzentwicklung von politischer Seite Möglichkeiten einer nachhaltigen Ressourceninanspruchnahme nur insofern genutzt (z. B. im Rahmen des Kreislaufwirtschaftsgesetzes, Öko-Auditing), als sie den Trend der vergangenen Jahrzehnte wiedergeben (vgl.
Zitate in Jänicke, 1998).
Im Einzelnen werden im Referenzszenario folgende Veränderungen der Produktionsmengen zwischen 2000 und 2030 in Deutschland angenommen (vgl. Tabelle A2-5):
• Rückgang der Stahlproduktion um über 5 Mio. Tonnen als Folge der rückläufigen
Entwicklung im Baugewerbe und geänderter Materialzusammensetzung im Fahrzeugbau auf 41,3 Mio. Tonnen in 2030. Der Anteil des Elektrostahls, der zunehmend nicht nur im Baugewerbe, in Ziehereien und Kaltwalzwerken, im Stahlbau
oder für EBM-Waren eingesetzt werden kann, steigt von heute 29 % auf etwa 45 %
im Jahr 2030.
• Ähnlich wie bereits in Japan praktiziert, wo bereits vor Jahrzehnten Reduktionsziele
für Branchen mit hoher Material- und Energieintensität definiert worden waren (z. B.
Hüttenaluminium, Düngemittel, Schiffbau), wird unterstellt, dass in Deutschland
nach 2020 kein Hüttenaluminium mehr produziert wird. Andererseits wächst die Se-
365
kundäraluminium-Herstellung von rund 0,5 (2000) auf 1,22 Mio. Tonnen (2030). Für
die Herstellung von Kupfer und Blei (jeweils raffiniert) werden nur geringe Steigerungsraten angenommen.
• Relativ starke Wachstumsraten werden für die Herstellung von Kunststoffen erwar-
tet (1,6 %/a), wobei sich einerseits für Polymere, darunter Polyethylen und Polypropylen (PP) jeweils überproportionale Anstiege und andererseits für PVC und sonstige Kunststoffe unterproportionale Zuwächse ergeben dürften.
• Für Bau-Materialien wie Zement und Ziegel sowie Bitumen und auch Hohlglas wird
im Zeitraum 2000 bis 2030 ein Rückgang der Produktion unterstellt. Andererseits
dürfte sich bei Flachglas und Glasfasern die Produktion weiterhin erhöhen.
• Die inländische Produktion von Papier, Pappe und Karton dürfte bis 2030 im Gegen-
satz zum inländischen Verbrauch nur relativ gering steigen. Im Zieljahr wird für
Deutschland ein Verbrauch von 350 kg/Kopf erwartet (2000: 232 kg/Kopf), was etwa
dem heutigen Pro-Kopf der USA entspricht (zum Vergleich USA 1980: 270 kg/Kopf).
Andererseits wird dadurch ein zunehmender Importbedarf angenommen, d. h. die
Produktion wird durch Materialimporte substituiert.
366
Tabelle A2-5:
Annahmen zur Produktionsentwicklung energieintensiver Grundstoffe
in Deutschland im Referenz-Szenario, 2000 bis 2030
2000
Referenz-Szenario (Mio. t)
2010
2020
Jährl. Veränderung
2030
Rohstahl
46,376
43,2
42,6
41,3
-0,4 %
darunter Oxygenstahl
33,051
28,5
25,5
22,7
-1,2 %
darunter Elektrostahl
13,325
14,7
17,0
18,6
1,1 %
Hüttenaluminium
0,644
0,65
0,20
0
Sekundäraluminium
0,548
0,81
1,05
1,22
2,7 %
Kupfer (raff.)
0,708
0,72
0,73
0,73
0,1 %
Blei (raff.)
0,387
0,42
0,42
0,40
0,1 %
14,231
17,5
20,5
23,0
1,6 %
2,037
3,2
3,9
4,5
2,7 %
PVC
1,410
1,7
1,9
2,2
1,4 %
PP
1,337
1,8
2,6
3,0
2,8 %
sonstige
9,447
10,8
12,1
13,3
1,2 %
Zement 1)
36,05
35,0
34,5
33,5
-0,2 %
17
16,9
16
15,6
-0,3 %
Bitumen (Inlandsabsatz)
3,247
3,3
3,3
3,0
-0,3 %
Flachglas (Herst.)
1,868
2,1
2,3
2,4
0,8 %
Hohlglas (Herst.)
4,369
4,25
4,1
4,0
-0,3 %
Glasfaser
0,369
0,43
0,5
0,55
1,3 %
1. Produktion
18,182
20,0
21,0
21,0
0,5 %
2. Verbrauch
19,112
22,2
25,1
27,3
1,2 %
3. Einwohner (Mio.)
82,3
82,1
80,8
77,9
-0,2 %
4. Verbr./EW (kg)
232
270
311
350
1,4 %
5. Vergleich: USA (kg)
350
Kunststoffe u. synth.
Kautsch.
Polyethylen
(z. Vergl.: BDZ-Statistik)
Ziegel, sonst.
Baukeramik
35,2
Papier, Pappe, Karton
(1980: 272)
Anmerkung: 1) Zementproduktion 2000 nach Statistischem Bundesamt (ohne weißen
Portlandzement und Tonerdeschmelzzement).
Quelle:
FZ Jülich (IKARUS-Datenbank), Statistisches Bundesamt, Bundesverband der
Deutschen Zementindustrie (BDZ), eigene Schätzungen
367
Quellen (Auswahl)
Verschiedene Autoren aus der Stoff-Fluss-Community (z. B. Bartelmuss, Nathani etc.)
Bundesverband Baustoffe, Steine und Erden (2001): Konjunkturperspektiven 2001.
Frankfurt am Main 2001
Bundesverband der Deutschen Zementindustrie , BDZ (2002): Zahlen und Daten 2002,
Köln 2002
BV Glas, Bundesverband Glasindustrie und Mineralfaserindustrie e.V. (2001): Jahresbericht 2000. Düsseldorf 2001
Deutsche Shell GmbH (2001): Shell Pkw-Szenarien "Mehr Autos - weniger Verkehr ?"
Hamburg 2001
Enquete-Kommission "Nachhaltige Energieversorgung" des Deutschen Bundestages
im Kontext der Liberalisierung und Globalisierung (2002): Endbericht Kap. 4.2.8
(Veröffentlichung im September 2002)
FZ Jülich (2002): IKARUS-Datenbank
GVM, Ges. für Verpackungsmarktforschung (2001): Verpackungsverbrauch 19912000. Wiesbaden 2001
Jänicke, M. (1998): Dematerialisierung als Prognose und Programm - die Hypothese
vom Ende der "era of materials". Berlin 1998
Jochem, E.; Mannsbart, W. (2002): Disaggregation der Produktionsentwicklung des
Verarbeitenden Gewerbes und des primären und tertiären Sektors in Deutschland im Zeithorizont 2000-2030. IKARUS-Arbeitspapier April 2002
Prognos/EWI (1999): Die längerfristige Entwicklung der Energiemärkte im Zeichen von
Wettbewerb und Umwelt. Basel 1999
Prognos (2001): Szenarienerstellung - Soziodemografische und ökonomische Rahmendaten für die Enquete-Kommission "Nachhaltige Energieversorgung" des
Deutschen Bundestages (Bearbeitung: M. Schlesinger). Basel 2001
Saint-Gobain Isover G+H AG (2002): Dämmstoffmarkt BAU in der BRD (http://www.ghisover.de)
Statistisches Bundesamt (2001, 2002): Statistisches Jahrbuch 2001, Wiesbaden 2001
sowie persönliche Mitteilungen 2002
368
Verband Kunststofferzeugende Industrie e. V. (2001): Kunststoff im Automobilbau.
Frankfurt am Main 2001
Wirtschaftsvereinigung Stahl: Statistisches Jahrbuch der Stahlindustrie. Düsseldorf,
versch. Jahre und persönliche Mitteilungen 2002
Anhang A3: Koreferat zum Projekt
Anhang A3:
369
Koreferat zum Projekt
Autor: Michael Ritthoff, Wuppertal-Institut Institut für Klima, Umwelt, Energie
Gehalten anlässlich des Expertensympoiums am 28. Mai 2003 im Schlosshotel
Karlsruhe
Werkstoffeffizienz ist ein sehr vielfältiges Thema. Die vorgestellte Studie beleuchtet
insbesondere die möglichen energetischen Einsparpotenziale im Zusammenhang mit
der Kreislaufführung wichtiger Werkstoffgruppen. Damit betrachtet die Studie einen
wichtigen Ausschnitt aus dem Bereich von Werkstoffeffizienz.
Es gibt aber noch weitere Ansätze neben der Kreislaufführung (und der Kaskadennutzung) zur gesteigerten Werkstoffeffizienz.
Dies können sein:
• Materialauswahl
• Konstruktive Maßnahmen
• Ungefährlichkeit und eine schadlose, einfache Entsorgung
Energieeffizienz und Kreislaufführung
Die häufig anzutreffende Reduktion des Energieverbrauchs bei der Herstellung von
Werkstoffen aus sekundären Stoffen im Vergleich zu primären Rohstoffen ist ein zentraler Beweggrund für Kreislaufführung und ein wesentlicher Punkt im Bereich der
Werkstoffeffizienz.
Dennoch ist es natürlich so, dass die Beschränkung auf Energieeffizienz eine deutliche
Einschränkung ist. Denn selbst dort, wo Energieverbrauch und Umweltverträglichkeit
eng gekoppelt sind, gibt es einige Schwierigkeiten.
• Nicht alle Energieträger sind gleichermaßen umweltschädlich oder emittieren ver-
gleichbar Treibhausgase.
• Es gibt auch andere klimarelevante Emission als die aus der Energienutzung (z. B.
perfluorierte Kohlenwasserstoffe (PFC) oder Schwefelhexafluorid (SF6), die trotz
geringer Mengen eine hohe Wirkung entfalten können.
• Die Aussagekraft einer solchen energetischen Betrachtung ist also eingeschränkt.
Dennoch kann sie als erster Hinweis auf Effizienzpotenziale herangezogen werden.
In vielen Fällen führt eine Kreislaufführung von Werkstoffen zu einer merklichen Reduktion des Energieverbrauchs. Die Leichtmetalle Aluminium und Magnesium sind
sehr gute Beispiele hierfür. Abgeschwächt gilt das aber auch für andere Werkstoffe wie
Stahl oder Verpackungsglas.
370
Es ist jedoch nicht unbedingt ein allgemeingültiges Prinzip, dass Kreislaufführung stets
zu einer Reduktion des Energieverbrauchs führt. Dafür gibt es verschiedene Gründe:
• Die
wenigsten Kreisläufe
wiederzuverwenden.
sind
in
der
Lage
den
kompletten
Werkstoff
• Beim Beispiel Stahl kann man sehen, dass zwar das Eisen wiedergewonnen wird
aber nur einige Legierungsmetalle (Ni, Cr, Cu) nicht verloren gehen. Die anderen
werden oxydiert, gehen in die Schlacke und sind damit für den Kreislauf verloren.
Zwar handelt es sich hierbei nur um relativ geringe Mengen, diese wurden aber z. T.
mit recht hohem Aufwand hergestellt. Hinzu kommt, dass eine Tendenz weg von
den einfachen Kohlenstoffstählen, hin zu legierten Stählen zu verzeichnen ist und in
der Folge die eingesetzten Mengen an Legierungselementen und damit die Verlustmengen zunehmen.
• Beim Aluminium ist das Problem etwas anders. Aus dem Aluminium können mit
Ausnahme von Mg keine Legierungselemente abgetrennt werden. Es besteht mit
steigenden Einsatzquoten von Sekundärmaterialien also zunehmend das Problem,
dass die durchschnittliche Schrottzusammensetzung in vielen Legierungen nicht in
großen Mengen eingesetzt werden kann.
• Nicht alle Kreisläufe sind wirklich energieeffizient.
• Auch bei Werkstoffen die gut wiederzuverwenden sind, gibt es Obergrenzen für den
sinnvollen Einsatz von Sekundärrohstoffen.
• Bei Verpackungsglas kann ein sehr hoher Scherbenanteil aufgrund der erhöhten
Anzahl von Glasfehlern bezogen auf die verkaufsfähigen Produkte auch energetisch
ungünstiger sein. Dort muss man u. U. auch gezielt fehlerhafte Produkte aus dem
Kreislauf herausnehmen um den Energieverbrauch zu senken, da ansonsten einzelne Glasfehler oder Fehlerursachen sehr lange in der Glashütte im Kreis geführt
werden, immer wieder aussortiert werden und einen sehr hohen Energieverbrauch
verursachen.
Kaskadennutzung
Eine Reihe von Werkstoffen sind nicht oder nur sehr schwer in Kreisläufen zu führen.
Das trifft etwa auf keramische Werkstoffe, Bindemittel aber auch auf Kunststoffe zu.
Hier ist eine Kaskadennutzung u. U. die einzige Möglichkeit einer sinnvollen Zweitnutzung. Die Werkstoffe werden nicht derselben, sondern einer anderen, oft anspruchsloseren Nutzung zugeführt. In einer Reihe von Fällen kann dies sinnvoll sein, z. B. bei
der Nutzung gebrochener Ziegel als Zuschlag in Beton oder die Nutzung von Flachglasscherben bei der Faserglasherstellung.
Etwas anders verhält es sich hier mit der Nutzung von Hochofenschlacke etwa als
Rohstoff für die Zementproduktion. Hier wird ein Reststoff einer Nutzung zugeführt.
Das muss aber nicht unkritisch sein. So wurde der Einsatz von Schlacken für die Pro-
371
duktion von Mineralfasern praktisch eingestellt, da die hohe Biobeständigkeit dieser
Schlackefasern zusammen mit dem Schwermetallgehalt ein erhebliches kanzerogenes
Risiko birgt.
Die Möglichkeit einer Kaskadennutzung allein ist keine hinreichende Vorraussetzung
für eine sinnvolle Nutzung. Nicht jede hypothetische Nutzung berücksichtigt alle relevanten werkstoffkundlichen oder toxikologischen Aspekte. Auch an die meisten vermeintlich einfachen Werkstoffe werden inzwischen hohe Anforderungen gestellt. Der
Einsatz schlecht geeigneter Sekundärrohstoffe kann die Leistungsfähigkeit der Werkstoffe drastisch reduzieren, den Energieverbrauch in der Produktion erhöhen oder die
Lebensdauer der Produkte reduzieren. Eine Kaskadennutzung wird nur akzeptabel
sein, wenn nicht die Nutzung von Sekundärrohstoffen die Eigenschaften einiger Werkstoffen in der Kaskade verschlechtert.
Werkstoffsubstitution
Eine andere Grenze der Kreislaufführung ergibt sich durch Werkstoffsubstitution. Die
Suche nach neuen Werkstoffen und die Substitution alter Werkstoffe bedeutet
zwangsläufig, dass auch in bestehende Kreisläufe eingegriffen wird.
Eine deutliche Zunahme der Aluminiumverwendung im Automobilbau würde auch den
Stahlkreislauf beeinflussen, da im Extremfall die anfallenden Schrottmengen keinen
Abnehmer mehr finden würden.
Zugleich bedeutet eine Werkstoffsubstitution jedoch auch, dass ein neuer Werkstoffbestand aufgebaut werden muss. Am Beispiel des Aluminiums, einem der stark wachsenden Werkstoffe, zeigt sich, dass die Recyclingquote, also der Anteil des anfallenden Schrotts der wieder eingeschmolzen wird, sehr hoch ist, die Einsatzquote, also der
Anteil des Schrotts an dem produzierten Aluminium demgegenüber aber noch deutlich
zurückbleibt. Das ist ein typischer Effekt bei neuen Materialien. Die Einführung neuer
Werkstoffe und der Aufbau eines Bestandes ist auch aus Sicht der Umwelt nicht umsonst zu haben. Das zeigt auch das Automobilbeispiel aus der Studie sehr deutlich.
Maßwerkstoffe als Trend
Werkstoffe werden zunehmend an spezifische Anforderungen angepasst. Dementsprechend groß ist die Zahl der Werkstoffe. Das gilt nicht nur für Polymerwerkstoffe,
die oft mit vielfältigen Zusammensetzungen erhältlich sind, sondern z. B. auch für Metalle (ca. 2000 Stahlsorten). Diese Fülle unterschiedlicher Werkstoffe beeinträchtigt die
Kreislaufführung erheblich, denn eine möglichst sortenreine Erfassung ist oft Vorraussetzung für ein hochwertiges Recycling. Zugleich eröffnen diese Werkstoffe aber auch
neue Möglichkeiten, auch mit Blick auf Werkstoffeffizienz.
372
Daher muss hinterfragt werden, ob das Konzept der Kreislaufführung nicht primär eines für Massenwerkstoffe ist und ob für sehr spezielle Werkstoffe die in geringen Mengen produziert werden nicht mehr Wert auf eine längere Nutzung, eine mögliche Kaskadenutzung und auf eine schadlose Entsorgung gelegt werden muss.
Zusammenfassung
Kreislaufwirtschaft kann bei einer Reihe von Werkstoffen zu einer deutlichen Reduktion
des Energieverbrauchs beitragen.
Kreislaufführung kann jedoch nur ein Ansatz zur Werkstoffeffizienz sein.
• Wenn es zu einer Verschlechterung der Werkstoffeigenschaften kommt, wird nicht
nur die Akzeptanz reduziert, auch der Nutzen relativiert sich.
• Kreislaufführung eignet sich insbesondere bei eher kurzlebigen Werkstoffen und bei
Massenwerkstoffen.
• Bei
langlebigen Werkstoffen und bei Maßwerkstoffen ist der Nutzen der
Kreislaufführung oder die Möglichkeit zur Kreislaufführung eingeschränkt. Hier sollte
eine schadlose Entsorgung und die Möglichkeit zur Kaskadennutzung in Betracht
gezogen werden.
Auch jede Kreislaufführung erfordert einen Energieeinsatz und ist mit Materialverlusten
verbunden. Daher ist eine Lebensdauerverlängerung in vielen Fällen zu favorisieren,
zumindest dann, wenn nicht durch neue Produkte in der Nutzung erhebliche Einsparungen erzielt werden können.
Anhang A4: Teilnehmerliste des Expertensymposiums
Anhang A4:
373
Teilnehmerliste des Expertensymposiums
am 28. Mai 2003 im Schlosshotel Karlsruhe
Dr. Helmut Lawitzka
Bundesministerium für Wirtschaft und Arbeit
Dr. Claus Börner
Forschungszentrum Jülich GmbH
Projektträger PTJ
Dr. Siegfried Schäper
Audi Ingolstadt
Dr. Johann Overath
Bundesverband Glasindustrie e. V.
Dirk Deppe
Institut für Ziegelforschung Essen e. V
Dr. Horst Michael Aichinger
Verein Deutscher Eisenhüttenleute
Dr. Ingo Sartorius
Verband Kunststofferzeugende Industrie e. V.
Michael Ritthoff
Wuppertal Institut für Klima, Umwelt, Energie GmbH
Christophe RAESS
French-German Institute for Environmental Research (DFIU/IFARE)
Universität Karlsruhe (TH)
Bearbeiter der Studie
Dr. Gerhard Angerer
Lars Behnke
Dr. Harald Bradke
Dr. Wolfgang Eichhammer
Prof. Dr. Eberhard Jochem
Wilhelm Mannsbart
Dr. Frank Marscheider-Weidemann
Michael Schön
Dr. Rainer Walz
Dr. Martin Wietschel
Alle vom Fraunhofer-Institut für Systemtechnik und Innovationsforschung (ISI)
Michael Ball
French-German Institute for Environmental Research (DFIU/IFARE), Universität Karlsruhe (TH)
Carsten Nathani
c/o Professur für Umweltphysik, ETH Zürich
374
Glossar
Glossar
Abfall
Das europäische Abfallrecht unterschiedet zwischen
Abfällen zur Verwertung und Abfällen zu Beseitigung. Der
Begriff Reststoff (= Abfall zur Verwertung) wurde aufgegeben. Die Wirtschaft ist mit dieser Regelung nicht glücklich, weil dadurch auch wertvolle Wirtschaftgüter als Abfälle zu deklarieren sind.
Asphalt
Natürlich vorkommendes oder technisch hergestelltes
Gemisch aus Bitumen und Mineralstoffen sowie ggf. weiteren Zuschlägen und/oder Zusätzen. In einigen Ländern,
wie den USA, wird der Begriff "asphalt" auch zur Bezeichnung des Bindemittels Bitumen verwandt.
Asphaltgranulat
Durch Fräsen oder durch Aufbrechen, mit anschließender
Verkleinerung in Stücke, gewonnener Ausbauasphalt.
Asphaltmastix
Gemisch aus Bitumen, Gesteinsmehl und Sand mit einem
Massenanteil an Bitumen von 13 % bis 16 %.
Ausblühung
Kapillarer Wassertransport (mit den vor allem aus dem
Mörtel gelösten Salzen) an die Oberfläche eines Ziegels
und anschließender Verdunstung des Wassers.
Beseitigung
Dauerhafte Ausschleusung von Produkten und Stoffen
aus dem Wirtschaftskreislauf durch die Verbringung auf
Deponien oder in Abfallbehandlungsanlagen (Verbrennung, Chemisch-Physikalische Behandlung etc.).
Bitumen
Nahezu nicht flüchtiges, klebriges und abdichtendes
erdölstämmiges Produkt, das bei Umgebungstemperatur
in Toluol vollständig oder nahezu vollständig löslich ist
und auch in Naturasphalt vorkommt. Die offizielle Definition nach DIN 55 946, Teil 1 lautet: Bei der Aufarbeitung
geeigneter Erdöle gewonnene schwerflüchtige, dunkelfarbige Gemische verschiedener organischer Substanzen,
deren Viskosität sich mit der Temperatur verändert.
Downcycling
Gelegentlich verwendeter Begriff für eine Verwertung von
Altstoffen mit hohem Wertschöpfungsverlust.
Glossar
energetische Verwertung
375
Nutzung des Energiegehalts von Abfällen durch Verbrennung.
Energie-Einsparverordnung Die Energie-Einsparverordnung (EnEV) ist am 1. Februar
2002 in Kraft getreten. Die EnEV 2001 ist keine zusätzliche Verordnung sondern fasst die bis dahin existierende
Wärmeschutzverordnung und die Heizungsanlagen-Verordnung zusammen. Das Neue an der EnEV ist unter anderem, dass sie den zulässigen Jahres-Heizenergiebedarf eines Wohngebäudes beschränkt.
Enthalpie
Unter spezifischer Enthalpie versteht man die Wärmemenge, die in der Luftmasse relativ zu einem bestimmten
Luftzustand vorhanden ist. Die Enthalpie der ungesättigten Luft ist die Summe der Enthalpie, um den enthaltenen
Wasseranteil zu verdampfen, zuzüglich der Enthalpie, um
das Wasser- Dampfgemisch auf die entsprechende Temperatur zu erwärmen.
Kreislaufführung
Rückführung von Abfällen zur Verwertung in den Wirtschaftskreislauf als Sekundärrohstoff.
KrW-/AbfG
Kreislaufwirtschafts- und Abfallgesetz vom 27. September
1994, das am 7. Oktober 1996 vollinhaltlich in Kraft trat
und das Abfallgesetz ablöste. Zweck des Gesetzes ist die
Förderung der Kreislaufwirtschaft zur Schonung der natürlichen Ressourcen und die Sicherung der umweltverträglichen Beseitigung von Abfällen. Als Rahmengesetz
bedarf es der Präzisierung durch untergesetzliche Regelwerke (bspw. Verpackungsverordnung).
Primärrohstoff
(Werk-)Stoff, der den natürlichen Ressourcen der Erde
entnommen wurde.
Polymer
Substanz, die aus solchen Molekülen aufgebaut ist, in
denen eine Art oder mehrere Arten von Atomen oder
Atomgruppierungen (konstitutionelle Einheiten = monomere) wiederholt aneinander gereiht sind.
Polymermodifizierte Bitumen Polymermodifizierte Bitumen (PmB) sind Bitumen, die
durch chemische Vernetzung von Destillationsbitumen
und Polymeren hergestellt werden, wobei sich das physi-
376
Glossar
kalische Verhalten von Bitumen verändert. Die wichtigsten Anwendungsgebiete von polymermodifizierten Bitumen sind besonders beanspruchte Verkehrsflächen im
Straßen- und Flughafenbau und die Herstellung hochwertiger Dach- und Dichtungsbahnen.
Puzzolane
Puzzolanische Stoffe enthalten wenig bis gar kein
Calciumoxid. Calciumhydrooxid aus der Portlandzementhydratation ist deshalb nicht nur als Anreger, sondern auch als Reaktionspartner notwendig. Puzzolanische
Stoffe können stark, mittel oder schwach reagieren und
tragen dementsprechend mehr oder weniger zur Festigkeit und Dichtigkeit des Betons bei. Silicatstaub hat in
dieser Gruppe die höchste Aktivität, weil es am wenigsten
kristalline Anteile und die größte spezifische Oberfläche
hat.
Recycling
Oberbegriff für die erneute Verwendung oder die Verwertung von Produkten und (Werk-)Stoffen. Die Art des Recyclings bestimmt die Höhe des Wertschöpfungsverlusts.
Im Regelfall nimmt die Abwertung in folgender Reihenfolge zu: Wiederverwendung, Weiterverwendung, werkstoffliche Wiederverwertung, werkstoffliche Weiterverwertung, rohstoffliche Verwertung, energetische Verwertung. Alle Recyclingbegriffe werden in der Praxis schwankend verwendet.
Weiterverwendung
Erneute Benutzung eines gebrauchten Produkts unter
weitgehender Beibehaltung der Produktgestalt in einer
anderen Verwendung.
Weiterverwertung
Erneuter Einsatz von (aufbereiteten) Abfallstoffen in einem Produktionsprozess zur Herstellung anderer Produkte.
werkstoffliche Verwertung
Verwertung eines Abfallstoffs unter Beibehaltung seiner
Stoffmatrix.
Wiederverwendung
Erneute Benutzung eines gebrauchten Produkts unter
weitgehender Beibehaltung der Produktgestalt für den ursprünglichen Verwendungszweck.
Glossar
Wiederverwertung
377
Erneuter Einsatz von (aufbereiteten) Abfallstoffen im ursprünglichen Produktionsprozess zur Herstellung des
Produkts, aus dem der Abfall stammt.
RC-Baustoff
Sekundärbaustoff
Rohdichte
Die Rohdichte gibt an, wie viel Kilogramm ein Dezimeter
(= 1 Liter) des Stoffes wiegt. Bei Ziegeln wird die Rohdichte im trockenen Zustand ohne Abzug der Lochung
gemessen.
rohstoffliche Verwertung
Verwertung eines Abfallstoffs unter Auflösung seiner
Stoffmatrix.
Sekundärrohstoff
(Werk-)Stoff, der durch Recycling aus Abfällen gewonnen
wurde und als Rohstoff in der Produktion genutzt wird.
Taktizität
Regelmässige
Anordnung
einer
Einheit
in
der
Polymerkette. Bei isotaktischen Isomeren liegen alle
Einheiten
in
der
syndiotaktischen
gleichen
Einheiten
Konfiguration
wechseln
vor,
sich
bei
zwei
Konfigurationen ab. Ataktische Polymere haben keine
regelmäßige Struktur.
Thermoplaste
sind Kunststoffe, die durch Erwärmen in einen fließfähigen thermoplastischen Zustand gelangen und dann unter
Druck geformt werden können.
TMP
Thermomechanical Pulp, im Refinerverfahren erzeugter
Holzstoff
U-Wert
Der Wärmedurchgangskoeffizient (U-Wert) ist der Kennwert für den Wärmestrom (J/s = W), der bei einer Temperaturdifferenz von 1° Celsius (~1 Kelvin) durch 1 Quadratmeter einer Bauteilkonstruktion hindurchgeht. Gemessen wird der U-Wert in W/m²*K. Je kleiner der U-Wert,
desto besser der Dämmwert, desto geringer die Wärmeverluste. Dieser Wert wird häufig auf einzelne Baustoffe
bezogen. Sinnvoll sind jedoch nur U-Werte, die für eine
gesamte Bauteilkonstruktion angegeben werden. Hierin
sind dann neben den einzelnen Baustoffen auch die
Übergangswiderstände berücksichtigt. Die Charakterisierung der einzelnen Baustoffe erfolgt über die Wärmeleit-
378
Glossar
fähigkeit. Ist der U-Wert für ein bestimmtes Bauteil gegeben, kann für jede Konstruktion die Dämmschichtdicke
bestimmt werden.
Wärmeleitfähigkeit
Die Wärmeleitfähigkeit λ (Lambda) ist eine Stoffkonstante.
Sie gibt an, welche Wärmemenge durch einen Baustoff
unter festgelegten Bedingungen hindurchgeht. Je kleiner
die Wärmeleitfähigkeit, desto besser ist die Dämmwirkung. Die Dämmstoffe sind in Wärmeleitfähigkeitsgruppen
unterteilt.