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Ökobilanzierung von Elektrofahrzeugen Abschlussbericht im Modul 8a, Teil A (AP1 – AP4) + Teil B (AP5) Erstellt im Rahmen des Netzwerks Elektromobilität Rheinland-Pfalz Gedruckt am: 21. April 2015 Autoren: Teil A: Johannes Dietz, Prof. Dr. Eckard Helmers Teil B: Prof. Dr. Oliver Türk, Franziska Beringer, Urs Brand, Joachim Walter

Abschlussbericht im Modul 8a I

Kontaktdaten

Teil A:Hochschule Trier , Umwelt-Campus Birkenfeld

Institut für angewandtes StoffstrommanagementJohannes Dietz, Prof. Dr. Eckard Helmers

Postfach 138055761 Birkenfeld

Tel.: +49-(0) 6782 17-2646Fax: +49-(0) 6782 / 17-1264

Email: [email protected]

Teil B:Transferstelle für Rationelle und Regenerative Energienutzung Bingen (TSB)

Prof. Dr. Oliver TürkBerlinstraße 107a

55411 BingenTel.: +49-(0)6721 98424 0

Email: [email protected]

Abschlussbericht im Modul 8a III

Kurzfassung

Im Teil A erfolgten umfangreiche experimentelle Arbeiten mit anschließender Ökobilanz-Modellie-rung. Zunächst wurde ein gebrauchter benzinbetriebener Smart Fortwo zum Elektroauto umgebaut. Die Komponenten des Verbrennungsmotors wurden entfernt, alle Bauteile eines Elektroautos ein-schließlich der Lithium-Ionenbatterie wurden beschafft, angepasst und eingebaut.

Dabei wurden die Materialien der Aus- und Einbauteile gewogen und ihre Beschaffenheit dokumen-tiert. Mit diesen selbst erhobenen sowie mit Literaturdaten wurde eine Sachbilanz für die Ökobilan-zierung erstellt. Dies erforderte eine umfangreiche Recherche nach qualitativ hochwertigen Litera-turangaben und ihre Umrechnung auf das betrachtete Fahrzeug. Der Treibstoffverbrauch des Smart Fortwo wurde vor dem Umbau (Benzin) und danach (Strom) auf einer Teststrecke gemessen.

Durch den Bezug auf ein „reales“ Elektroauto und die praxisbezogenen Messwerte entstand eine Ökobilanz mit bisher unerreichter Realitätsnähe, denn bislang veröffentlichte wiss. Ökobilanzen von Elektroautos basieren auf theoretischen Fahrzeugen und Annahmen aus dem Labor. Für die Ökobi-lanzierung wurde die Version 2.2 der führenden Datenbank Ecoinvent in Kombination mit der Mo-dellierungssoftware Umberto 5.6 verwendet. Insgesamt 18 Wirkungskategorien wurden nach dem neuesten ReCiPe-Verfahren quantifiziert, die wichtigsten Ergebnisse der midpoint- und endpoint-Modellierung werden in diesem Bericht vorgestellt.

Einzigartig ist in dieser Ökobilanz auch die Gegenüberstellung von drei technischen Fahrzeugkonzep-ten: Fahrzeug mit Verbrennungsmotor, Elektroauto und elektrifiziertes gebrauchtes Automobil. Durch die Elektrifizierung des Gebrauchtfahrzeugs entfielen in der Ökobilanz die Aufwendungen für die Herstellung des Gliders (Fahrzeug ohne Motor). Hierdurch konnte ermittelt werden, auf welches Minimum die Umwelt- und Gesundheitskosten der Mobilität abzusenken sind: So kann der Carbon-Footprint über eine Lebenszeit von 100.000 km um bis zu 80 % (vier Fünftel) reduziert werden. Im Detail wurde auch untersucht, welche ökobilanziellen Kosten der Betrieb des Elektroautos mit erneu-erbar generiertem Strom hat – sie sinken gegenüber dem Betrieb mit konventionellem Strom auf einen Bruchteil.

Es ist dringend zu empfehlen, diese Untersuchungen in einem späteren Projekt weiterzuführen. Bei-spielsweise sollte die Ökobilanz des beschriebenen „e-conversion“ (Umbau eines gebrauchten Autos mit Verbrennungsmotor zum Elektroauto) auch für ein Fahrzeug der Mittelklasse untersucht werden. E-conversion bietet nicht nur Mobilität zu minimalen ökobilanziellen Kosten, sondern ermöglicht es geschulten KFZ-Werkstätten, in Zukunft einen Teil der Wertschöpfung des Autofahrens in der Region zu halten, da ansonsten Wertschöpfung aufgrund des geringen Wartungsaufwands und der Direkt-vermarktung von Elektroautos verloren geht.

IV Ökobilanzierung von Elektrofahrzeugen

In Teil B lag der Hauptfokus der Arbeit auf der Herstellung zweier Produktsysteme (Glas- und Naturfaser mit jeweils biogenem Harzsystem) sowie der Erstellung einer vergleichenden Ökobi-lanz. Als Bauteil wurde das Frontpanel des Smarts gewählt, das sowohl als Bauteil mit Glasfaser als auch mit Naturfaserverstärkung und jeweils biogenem Harzsystem gefertigt wurde.

Während der Herstellung innerhalb des Technikums der Fachhochschule Bingen wurden konti-nuierlich Primärdaten erhoben, die in die spätere Bilanzierung einflossen. Die Ökobilanz wurden nach den normativen Vorgaben der DIN EN ISO 14040 und DIN EN ISO 14044 unter dem Ansatz Cradle to Grave („von der Wiege bis zur Bahre“) erstellt.

Als Methode der Wirkungsabschätzung wurde das Modell Impact 2002+ gewählt, welches die Ergebnisse der Sachbilanz über 17 Wirkungsindikatoren mit vier Schadenskategorien verknüpft. Die Wirkungsabschätzung wurde innerhalb der Wirkungskategorien Menschliche Gesundheit, Ökosystemqualität, Klimawandel und Ressourcen durchgeführt.

Die durchgeführte Bilanz zeigt, dass die größten Umweltwirkungen von der Nutzungsphase des Elektroautos über einen Lebenszyklus von 15 Jahren sowie von der Herstellung der jeweiligen Faser ausgehen. Zur allgemeinen Verbesserung der Umweltwirkungen empfiehlt es sich, den ho-hen Verbrauch an Pestiziden, Düngemitteln und Treibstoffen zur Bestellung der Felder beim An-bau von Flachs und der Verarbeitung der Pflanzenstängel nach der Erntephase zu senken.

Die Ergebnisse der Arbeit sollten neben der Darstellung der Umweltwirkungen untermauern, dass der Einsatz von naturfaserverstärkten Systemen mit biogener Matrix durch die Leichtbau-weise zu geringeren Kraftstoffverbräuchen und damit zusammenhängend zu einer Reduzierung der CO2-Emissionen im Straßenverkehr beitragen kann. Aus dem Ergebnis des bilanziellen Ver-gleichs kann jedoch insgesamt kein eindeutiger Vor- oder Nachteil für eines der beiden Produkt-systeme abgeleitet werden.

Zur Optimierung der mechanischen Eigenschaften sowie zur Verbesserung der allgemeinen Pro-dukteigenschaften sind weitere Versuche zwingend erforderlich. Fokussiert wird u.a. eine Redu-zierung des Harzgehaltes im Produktsystem der Naturfaser und damit einhergehend die Erhö-hung des Fasergehaltes im Bauteil. Hieraus resultieren die gewünschte Verringerung des Bauteil-gewichts und die CO2-Einsparungen im Straßenverkehr.

Abschlussbericht im Modul 8a V

Inhaltsverzeichnis

Abbildungsverzeichnis VIII

Tabellenverzeichnis X

A. Teil A 1

A.1 Einleitung und Zusammenfassung 3

A.1.1 Stellenwert und Struktur der Ökobilanzierung 5

A.1.2 Ökobilanz von Elektrofahrzeugen – Kenntnisstand 6

A.1.3 Eigenproduktion von Elektroautos mittels „e-conversion“ 7

A.1.4 Ermittlung des minimalen Carbon-Footprints eines Elektroautos 8

A.1.5 Weitere Wirkungskategorien der Ökobilanzierung 9

A.1.6 Ablauf einer Ökobilanzierung 13

A.1.7 Untersuchungsrahmen und Ziel 14

A.2 Sachbilanzen 15

A.2.1 Die Sachbilanzen in der Produktionsphase 15

A.2.1.1 Vorbemerkung 15 A.2.1.2 Fahrwerk und Karosserie 16 A.2.1.3 Der Benzinmotor 22 A.2.1.4 Das Getriebe 23 A.2.1.5 Die Bleibatterie 24 A.2.1.6 Der restliche Antriebsstrang 26 A.2.1.7 Die Lithium-Batterie 27 A.2.1.8 Der Elektromotor 29 A.2.1.9 Das PowerpAC 31 A.2.1.10 Das Ladegerät 32 A.2.1.11 Die Bleibatterie des Elektro-Smarts 33 A.2.1.12 Batterie Management System (BMS) 33 A.2.1.13 Restlicher Antriebsstrang beim Elektro-Smart 34

A.2.2 Die Sachbilanzen in der Nutzungsphase 35

A.2.2.1 Treibstoffverbrauch des Benzin-Smart 36 A.2.2.2 Stromverbrauch des Elektro-Smart 36 A.2.2.3 Abriebemissionen beim Benzin-Smart 37

VI Ökobilanzierung von Elektrofahrzeugen

A.2.2.4 Abriebemissionen beim Elektro-Smart 37 A.2.2.5 Wartung des Benzin-Smart 37 A.2.2.6 Wartung des Elektro-Smart 37

A.2.3 Die Sachbilanzen in der End-Of-Life (EOL) Phase 38

A.3 Wirkungsabschätzung 41

A.3.1 Endpoint-Indikator Menschliche Gesundheit 41

A.3.2 Einfluss des Strombezugs 42

A.3.3 Endpoint-Indikator Ressourcen 42

A.3.4 Endpoint-Indikator Ökosystemqualität 44

A.3.5 Endpoint-Indikator Single Score 45

A.3.6 Midpoint-Kategorie Humantoxizität 46

A.3.7 Midpoint-Kategorie Klimawandel 47

A.3.8 Midpoint-Kategorie Photochemische Oxidation 48

A.3.9 Midpoint-Kategorie Verbrauch von Metallen 50

A.3.10 Gegenüberstellung der Effekte bei Wechsel von konventionellem Strom (DE, 2004) auf erneuerbar generierten Strom (EE, CH) 51

A.4 Literatur 53

B. Teil B - Herstellung und Ökobilanzierung einer Motorhaube aus einem biogenen duroplastischen Verbundwerkstoff mit Naturfaserverstärkung 57

Kurzfassung 59

B.1 Einleitung 61 B.2 Arbeitsschritte und Verbrauchsmaterialien 62

B.2.1 Allgemeines 62

B.2.1.1 Beschreibung der Motorhaube 62 B.2.1.2 Beschreibung der Temperbox 62

B.2.2 Vorarbeiten 62

B.2.2.1 Abformen der Motorhaube 62

B.3 Beschreibung der unterschiedlichen Laminierverfahren 64

B.3.1 Handlaminieren 64

Abschlussbericht im Modul 8a VII

B.3.2 Vakuumsackverfahren 64

B.3.3 Heißpressen 65

B.3.4 Tempern/ Autoklav 65

B.4 Herstellung der Motorhaube 66

B.4.1 Biogene Matrix mit Glasfaserverstärkung 66

B.4.2 Biogene Matrix mit Naturfaserverstärkung 67

B.5 Ökobilanzierung 70

B.5.1 Kurzzusammenfassung 70

B.5.2 Ausgangssituation 70

B.5.3 Festlegung von Ziel und Untersuchungsrahmen 71

B.5.3.1 Ziel und Zielgruppe 71 B.5.3.2 Untersuchungsrahmen 71 B.5.3.3 Methode der Wirkungsabschätzung 74

B.5.4 Sachbilanz 78

B.5.5 Wirkungsabschätzung 79

B.5.5.1 Einführung 79 B.5.5.2 Menschliche Gesundheit 79 B.5.5.3 Ökosystem-Qualität 81 B.5.5.4 Klimawandel 82 B.5.5.5 Ressourcen 83 B.5.5.6 Impact 2002+ 83

B.5.6 Auswertung 86

B.5.6.1 Einschränkungen 86 B.5.6.2 Signifikante Parameter und Beurteilung der Ergebnisse 88 B.5.6.3 Schlussfolgerungen und Empfehlungen 92

B.6 Fazit und Ausblick 95 B.7 Literaturverzeichnis 96

VIII Ökobilanzierung von Elektrofahrzeugen

Abbildungsverzeichnis

Abb. 1: Systemfließbild der Ökobilanzierung für den untersuchten SMART ........................................................... 6 Abb. 2: Montage des Elektromotors an der Hinterachse des Automodells Smart .................................................. 8 Abb. 3: Reduktion des Carbon-Footprints durch ein Elektroauto im Vergleich zum Fahrzeug mit

Verbrennungsmotor, durch erneuerbaren Strombezug und e-conversion über 100.000 km. Übersichtsanalyse in der Projekt-Vorbereitungszeit (Helmers & Marx, 2012) ............................................ 9

Abb. 4: Konzept der Wirkungsindikatoren am Beispiel der Wirkungskategorie "Versauerung" (DIN, 2006). ......................................................................................................................................................... 10

Abb. 5: Beziehung zwischen Sachbilanzergebnissen, Midpoint- und Endpoint-Indikatoren in der ReCiPe-Methode (Goedkoop et al., 2013). ................................................................................................ 11

Abb. 6: Ablaufschema und Bestandteile einer Ökobilanz ...................................................................................... 13 Abb. 7: Module von Ziel- und Untersuchungsrahmens und betrachtete Smart-Varianten ................................... 14 Abb. 8: Materialzusammensetzung des Benzinmotors ................................................................................... 22 Abb. 9: Zusammensetzung der Bleibatterie des Smart .......................................................................................... 24 Abb. 10: Zusammensetzung des restlichen Antriebsstrangs ................................................................................... 26 Abb. 11: Materialzusammensetzung der Lithium-Ionenbatterie ............................................................................. 27 Abb. 12: Materialkuchen des Elektromotors ........................................................................................................... 30 Abb. 13: Materialzusammensetzung des PowerpACs .............................................................................................. 31 Abb. 14: Materialzusammensetzung des Ladegeräts .............................................................................................. 32 Abb. 15: Materialzusammensetzung des restlichen Antriebsstrangs beim Elektro-Smart ...................................... 34 Abb. 16: Cut-Off-Modellierung (angelehnt an Habermacher, 2011). ...................................................................... 38 Abb. 17: Substitutionsmodellierung (angelehnt an Habermacher, 2011) ............................................................... 39 Abb. 18: ReCiPe-Endpoint-Indikator „Menschliche Gesundheit“ bei Bezug von DE-Strom (2004) ......................... 41 Abb. 19: ReCiPe-Endpoint-Indikator „Menschliche Gesundheit“ bei Bezug von EE-Strom (CH) ............................. 42 Abb. 20: ReCiPe-Endpoint-Indikator „Ressourcen“ bei Bezug von DE-Strom (2004) ............................................... 43 Abb. 21: ReCiPe-Endpoint-Indikator „Ressourcen“ bei Bezug von EE-Strom (CH) ................................................... 44 Abb. 22: ReCiPe-Endpoint-Indikator „Ökosystemqualität“ mit DE-Strom (2004) .................................................... 44 Abb. 23: ReCiPe-Endpoint-Indikator „Ökosystemqualität“ mit EE-Strom (CH) ........................................................ 45 Abb. 24: ReCiPe-Endpoint-Indikator „Single Score“mit DE-Strom (2004) ................................................................ 45 Abb. 25: ReCiPe-Endpoint-Indikator „Single score“mit EE-Strom (CH) .................................................................... 46 Abb. 26: Midpoint-Indikator „Humantoxizität“ mit DE-Strom (2004) ..................................................................... 46 Abb. 27: Midpoint-Indikator „Humantoxizität“ mit EE-Strom (CH) ......................................................................... 47 Abb. 28: Midpoint-Indikator „Klimawandel“ mit DE-Strom (2004).......................................................................... 47 Abb. 29: Midpoint-Indikator „Klimawandel“ mit EE-Strom (CH) ............................................................................. 48 Abb. 30: Midpoint-Indikator „Photochemische Oxidation“ mit DE-Strom (2004) ................................................... 49 Abb. 31: Midpoint-Indikator „Photochemische Oxidation“ mit EE-Strom (CH) ....................................................... 49 Abb. 32: Midpoint-Indikator „Verbrauch von Metallen“ mit DE-Strom (2004) ....................................................... 50 Abb. 33: Einfluss der Strombereitstellung im gesamten Lebenszyklus .................................................................... 51 Abb. 34: Einfluss der Strombereitstellung während der Nutzungsphase ................................................................ 52 Abb. 35: Untersuchungsrahmen GFK-Bauteil (Quelle: (Beringer, 2013)) ................................................................. 72 Abb. 36: Untersuchungsrahmen NFK-Bauteil (Quelle: (Beringer, 2013)) ................................................................. 73 Abb. 37: Schema Impact 2002+ (Quelle: (Humbert, 2012)) .................................................................................... 75 Abb. 38: Ergebnisse der Wirkungskategorie Menschliche Gesundheit (Quelle: (Beringer, 2013)) .......................... 80

Abschlussbericht im Modul 8a IX

Abb. 39: Ergebnisse der Wirkungskategorie Ökosystem Qualität (Quelle: (Beringer, 2013)) .................................. 81 Abb. 40: Ergebnisse der Wirkungskategorie Klimawandel (Quelle: (Beringer, 2013)) ............................................. 82 Abb. 41: Ergebnisse der Wirkungskategorie Ressourcen (Quelle: (Beringer, 2013)) ............................................... 83 Abb. 42: Ergebnisse Glasfaser vs. Naturfaser (Quelle: (Beringer, 2013)) ................................................................. 84 Abb. 43: Ergebnisse Glasfaser vs. Naturfaser (Quelle: (Beringer, 2013)) ................................................................. 84 Abb. 44: Wärmeverluste Temperofen (Quelle: (Beringer, 2013)) ............................................................................ 88 Abb. 45: Ergebnisse Radioaktive Strahlung GF (Quelle: (Beringer, 2013)) ............................................................... 89 Abb. 46: Ergebnisse Radioaktive Strahlung NF (Quelle: (Beringer, 2013)) ............................................................... 90 Abb. 47: Ergebnisse Klimawandel GF (Quelle: (Beringer, 2013)) ............................................................................. 91 Abb. 48: Ergebnisse Klimawandel NF (Quelle: (Beringer, 2013)) ............................................................................. 92 Abb. 49: Bedarf von Strom aus Erneuerbaren Energien (Quelle: (Agentur für Erneuerbare Energien,

2009)) ......................................................................................................................................................... 94

X Ökobilanzierung von Elektrofahrzeugen

Tabellenverzeichnis

Tab. 1: Zuordnung der Materialgruppen-Bezeichnungen unterschiedlicher Quellen ........................................... 17 Tab. 2: Werkstoffbilanz des benzinbetriebenen Smart. ........................................................................................ 18 Tab. 3: Verarbeitungsprozesse und zugeordnete ecoinvent-Module ................................................................... 20 Tab. 4: Bestandteile des restlichen Antriebsstrangs beim Elektro-Smart ............................................................. 34 Tab. 5: Materialien zur Herstellung eines Motorhauben-Werkzeugs (Quelle: Eigene Darstellung) ..................... 64 Tab. 6: Flächengewichte Glasfaser (Quelle: (Beringer, 2013)) .............................................................................. 66 Tab. 7: Masse Schichten Glasfaser (Quelle: (Beringer, 2013)) ............................................................................... 67 Tab. 8: Mengenverhältnis Naturfaserfilz (Quelle: (Beringer, 2013)) ..................................................................... 68 Tab. 9: Mengenverhältnis Harz-Härtersystem (Quelle: (Beringer, 2013)) ............................................................. 68 Tab. 10: Zusammensetzung NF-Filze (Quelle: (Beringer, 2013)) ............................................................................. 68 Tab. 11: Materialzusammensetzung NFK/GFK-System (Quelle: (Beringer, 2013)) ................................................. 71 Tab. 12: Charakterisierungsfaktoren, Referenzsubstanzen und Schadenskategorien in Impact 2002+

(Quelle: Bearbeitet nach (Humbert, 2012)) ............................................................................................... 76 Tab. 13: Erwartete Umweltwirkung GF (Quelle: Bearbeitet nach (Dissanayake, 2011)) ......................................... 77 Tab. 14: Erwartete Umweltwirkungen NF (Quelle: Bearbeitet nach (Dissanayake, 2011)) ..................................... 78 Tab. 15: Ergebnisse der Wirkungskategorie Menschliche Gesundheit (Quelle: (Beringer, 2013)) .......................... 80 Tab. 16: Ergebnisse der Wirkungskategorie Ökosystem Qualität (Quelle: (Beringer, 2013)).................................. 82 Tab. 17: Ergebnisse der Wirkungskategorie Klimawandel (Quelle: (Beringer, 2013)) ............................................. 83 Tab. 18: Ergebnisse der Wirkungskategorie Ressourcen (Quelle: (Beringer, 2013)) ............................................... 83 Tab. 19: Ergebnisse Glasfaser vs. Naturfaser (Quelle: (Beringer, 2013)) ................................................................. 85 Tab. 20: Modellierung Industrieprozess (Quelle: (Beringer, 2013)) ........................................................................ 87

Abschlussbericht im Modul 8a 1

A. Teil A


A.1 Einleitung und Zusammenfassung

Die moderne Mobilität zählt neben Industrie und Haushalten zu den ressourcenintensivsten Sekto-ren. Dies gilt ebenso für die Emissionen, wobei die heute üblichen Fahrzeuge mit Verbrennungsmo-toren nicht nur für rund ein Drittel der Treibhausgasemissionen in den Industrieländern verantwort-lich sind, sondern trotz aller Fortschritte auch weiterhin zu viel toxische Abgase emittieren (Helmers, 2009). Verglichen mit anderen Emissionsquellen ist der Verkehr durch zwei Besonderheiten gekenn-zeichnet: Die stetigen Zuwachsraten sowie die Tatsache, dass die Autoabgase in Städten in unmittel-barer Nähe zu den Atemwegen der Menschen entlassen werden, mit der Folge erheblicher Gesund-heitsschäden (Cames & Helmers, 2013). Die derzeit einzige verfügbare alternative und gleichzeitig emissionsarme sowie energieeffiziente Technologie ist das Elektroauto (Helmers & Marx, 2012).

Auch das Elektroauto ist nicht zum ökologischen Nulltarif zu haben, auch das Elektroauto zieht er-hebliche Umweltkosten nach sich. Die Umwelteffizienz des Elektroautos gilt es deshalb so genau wie möglich zu quantifizieren, um Optimierungsmöglichkeiten herauszufiltern. Im Ergebnis der Ökobi-lanz-Modellierung in diesem Projekt ist festzustellen, dass das Elektroauto (hier: ein Elektro-Smart) über alle 18 Wirkungskategorien insgesamt ökoeffizienter zu betreiben ist als das vergleichbare Fahr-zeug mit Verbrennungsmotor. Dies gilt interessanterweise bereits, wenn dieses Elektrofahrzeug mit einem Strom geladen wird, der nur zu 8 % erneuerbar generiert wurde. Im Jahr 2014 erreichte der Ökostromanteil in Deutschland jedoch bereits 30 % der gesamten Stromerzeugung. Dies optimiert die Umwelteffizienz des betrachteten Elektrofahrzeugs über die festgestellten Ergebnisse hinaus er-heblich. Weitere Verbesserungen ergeben sich bei Bezug von überwiegend erneuerbar erzeugtem Strom. Dies betrifft insbesondere die Wirkungskategorie „Humantoxizität“, deren hier erzieltes Er-gebnis bei einem Strombezug mit nur 8 % erneuerbarem Strom schlecht abschneidet. Auf der Nega-tivseite verbleibt zudem ein bei der Wirkungskategorie „Verbrauch an Metallen“ festgestellter Nach-teil von Elektroautos. Dieser „Ressourcenpreis“ scheint gezahlt werden zu müssen, um Verbesserun-gen in vielen weiteren Wirkungskategorien gegenüber dem konventionellen Fahrzeug realisieren zu können. Es sei aber darauf hingewiesen, dass die im Elektroauto verwendeten Metalle nicht verloren gehen, sondern recycelt werden können. Die vor einigen Jahren kritisch diskutierte Ressourcenprob-lematik hat sich nach neuerer Erkenntnis zudem entspannt (Helmers, 2015).

Nach Abschluss dieses Projektes wird jedoch auch klar, dass die Umweltvorteile der Elektromobilität (bislang) nur näherungsweise mit Hilfe der Ökobilanzierung beschrieben werden können: Diese Me-thode summiert z.B. Schadstoffe, die während eines Produktlebens generiert werden. Jedoch fallen diese Schadstoffe an unterschiedlichen Orten an, was für ihre Wirkung – mit Ausnahme z.B. von Treibhausgasen – jedoch entscheidend ist. Die Umweltbilanz eines mit großteils fossilem Strom be-triebenen Elektrofahrzeugs weist einen erheblichen Nachteil in der Wirkungskategorie Humantoxizi-tät auf im Vergleich zum mit Grünstrom betriebenen Elektrofahrzeug. Jedoch fallen besonders die toxischen Emissionen von fossilen Kraftwerken weit weg vom Menschen an. Hinzu kommt, dass sich Emissionen von Kraftwerken leichter regulieren und kontrollieren lassen. Dies gilt für die Abgase von Kraftfahrzeugen vergleichsweise nur sehr eingeschränkt. Zum einen gelten Abgasstandards ab der Stufe EURO-5 nur bis zu einem km-Stand von maximal 160.000, während Autos durchschnittlich deut-lich über 200.000 km fahren, bevor sie verschrottet werden. Zum anderen werden die Emissionen

4 Ökobilanzierung von Elektrofahrzeugen

von Kraftfahrzeugen in der EU völlig unzureichend kontrolliert. Nach einem Bericht der Zeitung Au-toBild (29.8.2014) arbeiteten bei 9 % von 351 kontrollierten Taxen an deutschen Bahnhöfen die Die-sel-Partikelfilter nicht ordnungsgemäß oder waren ausgebaut. Drei Viertel von 168 in Frankreich zu-fällig ausgewählten Diesel-PKW hatten mindestens einen Motordefekt mit Auswirkungen auf die Emissionen (Pillot et al., 2014). Hinzu kommt die Beobachtung, dass z.B. Diesel-Emissionen gewöhn-lich bis zum Faktor 20 zu niedrig ausgewiesen werden aufgrund der Verallgemeinerung von Prüf-standsuntersuchungen (Cames & Helmers, 2014).

Die Bezugnahme von Datenbanken (z.B. ecoinvent) auf standardisierte Zahlen entspricht dem ver-ständlichen Versuch der wissenschaftlichen Vereinheitlichung. Hier haben jedoch systematische Feh-ler ihren Ursprung, die im vorliegenden Projekt verringert wurden: Das untersuchte Fahrzeug ist ein real existierendes, an dem eine Vielzahl von Messungen im Labor vorgenommen wurden bei der Fest-stellung von Gewichten und Materialien. Dies gilt auch für die Feststellung des Benzinverbrauchs vor dem Umbau und des Stromverbrauchs nach der Elektrifizierung. Die auf diese Weise erhobenen Grundlagen gingen anschließend in die Modellierung ein. Bis auf den Benzin- und Stromverbrauch der Fahrzeuge wurden alle von der Datenbank ecoinvent vorgegebenen Daten übernommen. Das bedeutet auch, dass modellierte, vereinheitlichte, toxische Emissionen z.B. der Benzinversion des Smarts bewertet wurden, nicht die effektiven Emissionen. Benzinfahrzeuge halten jedoch üblicher-weise die vorgegebenen Emissionswerte ein (Cames & Helmers, 2013). Toxische Emissionen bei der noch vorhandenen fossilen Stromerzeugung in Deutschland sind in der Datenbank hinterlegt, werden jedoch offenbar nur aufsummiert und nicht hinsichtlich ihres Ausbreitungsverhaltens modelliert. Der Umweltvorteil der Elektroversion wurde infolge dessen in dieser Untersuchung unterschätzt.

Eine Unterschätzung der Umweltvorteile des Elektroautos findet auch dadurch statt, dass die Wir-kungskategorie „Lärm“ nicht berücksichtigt wurde. Diese Wirkungskategorie befindet sich derzeit noch in der Entwicklung (Althaus et al., 2009); sie kann noch nicht routinemäßig quantifiziert werden. Dabei hat Lärm nach epidemiologischen Erkenntnissen einen erheblichen Einfluss auf die menschli-che Gesundheit: Bis zu 70 % der Gesundheitsbeeinträchtigungen durch den Verkehr gehen auf Ver-kehrslärm zurück (Althaus et al., 2009). Bei Geschwindigkeiten bis zu 30 km/h überwiegen die Mo-torgeräusche, darüber Abrollgeräusche, die auch bei Elektroautos auftreten (Peters et al., 2012). Elektroautos sind bei 30 km/h erheblich leiser als vergleichbare Fahrzeuge mit Verbrennungsmotor (Peters et al., 2012). Entsprechend können Elektroautos den Lärmpegel in Wohngebieten deutlich reduzieren helfen. In der Ökobilanzierung findet dies jedoch noch keinen Niederschlag.

Eine ökobilanzielle Unterschätzung der Umwelt- und Gesundheitsvorteile von Elektroautos gegen-über Autos mit Verbrennungsmotoren findet auch dadurch statt, dass stets der Drittelmix des Treib-stoffverbrauchs in die Bilanzierung eingeht, der damit auch einen Anteil Autobahnstrecke enthält. Bei höheren Geschwindigkeiten verliert das Elektroauto jedoch erheblich an Effizienz, während es am energiesparendsten im Stadtverkehr fährt. Bei Fahrzeugen mit Verbrennungsmotor verhält es sich genau anders herum. Aufgrund der bislang begrenzten Reichweite von Elektroautos und wegen der besonderen Energieeffizienz kleiner Elektrofahrzeuge werden diese das Verbrennungsmotor-Fahr-zeug zunächst bevorzugt in der Stadt ersetzen. Dieser erhebliche ökobilanzielle Vorteil des Elektro-autos – Ersatz von Verbrennungsmotor-Fahrzeugen im Stadtverkehr - wurde bislang nicht berück-sichtigt.


Die vorgenannten Erkenntnisse können bedeuten, dass Elektrofahrzeuge besonders im Stadtverkehr sogar bei Bezug von (teil-)fossilem Strom insgesamt einen Umwelt- und Gesundheitsvorteil aufwei-sen, etwa in osteuropäischen Ländern mit höherem Kohlestromanteil. Bei mindestens 30 % erneuer-barem Strom wie bereits aktuell in Deutschland erreicht, ist der Betrieb von Elektroautos unkritisch. Es gilt allerdings, dass mit weiter zunehmendem Grünstrom-Anteil die Ökobilanz zunehmend günsti-ger für das Elektroauto ausfällt. Um die Umwelt- und Gesundheitsvorteile von Elektroautos optimal zu nutzen, sollten diese daher so weit wie möglich mit Grünstrom betrieben werden.

A.1.1 Stellenwert und Struktur der Ökobilanzierung

Die zum heutigen Zeitpunkt genaueste und vor allem einzige weltweit genormte Methode zur Quan-tifizierung der Umwelteffizienz ist die Ökobilanzierung (engl. Life Cycle Assessment, LCA). Jede Öko-bilanz benötigt zunächst einen definierten Untersuchungsrahmen. Man unterscheidet hier ein „Vor-dergrund-“ und ein „Hintergrundsystem“ (Abb. 1). Auf dieser Basis wird der in- und output von Ma-terialien, Energieflüssen und Emissionen geordnet. Die Effekte werden anschließend entlang ver-schiedener Wirkungskategorien erfasst. Zum Schluss erfolgt ggf. die Aggregierung der Einzelwirkun-gen zu einer Gesamtaussage. Auf dieser Ebene kann die Umwelteffizienz technologischer Alternati-ven verglichen werden.

Da die Methode der Ökobilanzierung bereits seit über 20 Jahren angewendet wird, liegt bereits eine umfangreiche Literatur vor. Allerdings erfuhr die Methode eine kontinuierliche Weiterentwicklung. Die Ergebnisse verschiedener Studien lassen sich auch deshalb nur begrenzt vergleichen, weil die Inputdaten im Normalfall eine stark regionale Komponente haben können. Die Vereinheitlichung und Professionalisierung der Datenbasis war eines der wichtigsten Anliegen der Ökobilanzforschung. Eine der weltweit führenden Datenbanken mit wiss. begutachtetem Datenmaterial ist „ecoinvent“. In die-ser Untersuchung wurde die Version 2.2 von ecoinvent in Kombination mit der Modellierungssoft-ware Umberto 5.6 verwendet.


Der in diesem Projekt entwickelte Untersuchungsrahmen ist im Systemfließbild der Abb. 1 darge-stellt.

Ein Großteil des Projektaufwands betraf die Erarbeitung der Sachbilanzen (s.u.). Hierbei wurde die Produktionsphase stark differenziert (Benzin-Smart: Fahrwerk & Karosserie, Benzin-Motor, Getriebe, Bleibatterie, restlicher Antriebsstrang; Elektro-Smart: Fahrwerk & Karosserie, E-Motor, Getriebe, Bleibatterie, Lithium-Batterie, PowerpAC, Ladegerät, Batterie-Management-System, restlicher An-triebsstrang). Für jede der genannten Fahrzeugkomponenten mussten gemessene oder recher-chierte Daten für Materialzusammensetzung, Verarbeitungsprozesse, Energie- und Transportauf-wendungen und Herstellungs-Infrastruktur (Fabriken) gesammelt werden. Die endgültige Werkstoff-bilanz enthält Daten zu 27 verschiedenen Materialien. Wartungsaufwendungen für die Fahrzeuge wurden ebenfalls modelliert. Die Sachbilanzierung für die End-Of-Life-Phase (EOL-Phase) ist wiede-rum abhängig von der gewählten Allokationsmethode (Abb. 1).

A.1.2 Ökobilanz von Elektrofahrzeugen – Kenntnisstand

Bereits rund 200 veröffentlichte Berichte und wissenschaftliche Publikationen von Forschungsinsti-tutionen beschäftigen sich mit der Ökobilanz von Elektrofahrzeugen. Hiervon ist jedoch nur ein Bruch-teil, etwa zwei Dutzend, für den Ökobilanzierer selbst verwertbar, weil nur diese wenigen Studien ihre Methodik offen legen. Fast alle diese Veröffentlichungen entstammen der schweizerischen Ma-terial- und Prüfanstalt EMPA (z.B. Althaus & Gauch, 2010) sowie in letzter Zeit der norwegischen Uni-versität für Wissenschaft und Technik (z.B. Majeau-Bettez et al., 2011). Dies verwundert nicht, weisen

Abb. 1: Systemfließbild der Ökobilanzierung für den untersuchten SMART


doch die Schweiz und Norwegen extrem günstige spezifische CO2-Emissionen der Stromherstellung und damit ideale Bedingungen für Elektroautos auf. Im vorliegenden Projekt wurde deshalb insbe-sondere bei der Feststellung der Sachbilanzen weitestgehend auf die hochwertigen Daten der ge-nannten beiden Institutionen zurückgegriffen, die vor allem in zwei Publikationen zu finden waren (Habermacher, 2011 und Notter et al., 2010).

Besonders bei den frühen Studien aus der EMPA ist die Modellierung zum Teil bereits stark elaboriert, jedoch die Datenbasis noch volatil: Diese state-of-the-art-Ökobilanzen basieren auf theoretischen (angenommenen) Elektrofahrzeugen, nicht auf konkreten Automodellen und haben von daher be-grenzte Aussagekraft (Helmers & Marx, 2012).

Durch die eigene Herstellung eines Elektroautos („e-conversion“, siehe unten) konnten originäre Da-ten zum Materialkuchen der Fahrzeuge gewonnen werden, die anschließend in die Ökobilanzierung eingingen. Allerdings war es nicht möglich, einen kompletten Überblick über die Materialien der Fahr-zeugkomponenten zu erhalten.

A.1.3 Eigenproduktion von Elektroautos mittels „e-conversion“

Die etablierten Autohersteller bieten Elektroautos erst seit 4 Jahren auf dem europäischen Markt an. Kleinere Unternehmen fertigten in Deutschland zuvor Hunderte von Elektrofahrzeugen mittels elektrischer Konversion von Verbrennungsmotor-Fahrzeugen, kurz „e-conversion“ (electric conver-sion).

Im Verlauf dieses Teilprojektes wurden umfangreiche Laborarbeiten durchgeführt sowie parallel dazu Modellentwicklung betrieben. Für eine Elektrifizierung müssen erst einmal die passenden Kompo-nenten ausgewählt werden, sofern nicht passende Umbausätze zur Verfügung stehen. In einem ei-gens errichteten Fahrzeuglabor wurden gebrauchte Fahrzeuge mit Verbrennungsmotor zu Elektro-fahrzeugen umgerüstet. Wird dabei die Materialzusammensetzung der aus- und eingebauten Kom-ponenten erfasst, entsteht ein bisher einzigartiger Datensatz für die Ökobilanzierung. Karosserie und Fahrwerk wurden nicht demontiert. Für die Zusammensetzung dieser Komponenten musste auf Lite-ratur- und Herstellerdaten zurückgegriffen werden. Die Fahrzeuge absolvierten vor und nach dem Umbau Testläufe zur Feststellung des Energieverbrauchs. Durch die Elektrifizierung reduzierte sich der Energieaufwand für den Betrieb auf einer standardisierten Teststrecke um den Faktor vier von 1,6 auf 0,4 MJ/km (Helmers & Marx, 2012).


Die Energiedichte eine Li-Ionenbatterie ist nach wie vor um den Faktor 20 geringer als die kohlen-stoffbasierter Energieträger. Deshalb haben Li-Ionenbatterien nach wie vor ein enormes Gewicht. Im Rahmen von e-conversion-Projekten wurde festgestellt, dass Verbrennungsmotor und Elektromotor vergleichbare Massen haben, wodurch das elektrifizierte Fahrzeug jeweils um das Gewicht der Bat-terie schwerer wird. Das Gewicht des ausgebauten Smart-Verbrennungsmotors und des eingebauten Elektromotors waren praktisch identisch. Elektroautos sind üblicherweise also um das Gewicht der Batterie schwerer. Je kleiner (leichter) das Elektrofahrzeug, desto kleiner die Batterie. Zudem wird die Ökobilanz von Elektrofahrzeugen durch die Batterieherstellung belastet (s.u.). Der SMART ist als kleines, relativ leichtes Fahrzeug deshalb ein idealer Träger für den Elektroantrieb. Hinzu kommt, dass er bereits von der ersten Version an (Produktion ab 1998) im Unterboden Platz für den Einbau einer Batterie vorsah.

A.1.4 Ermittlung des minimalen Carbon-Footprints eines Elektroautos

Während die Aufwendungen in der Nutzungsphase meist offensichtlich sind, erschließen sich die Kos-ten für Herstellung und Entsorgung erst nach Modellierung. Die Nutzungsphase kann, wie beispiels-weise beim Carbon-Footprint (den Treibhausgas-äquivalenten Emissionen und Aufwendungen), do-minieren (Helmers & Marx, 2012). Der Carbon-Footprint wird in Deutschland als wichtigste Wirkungs-kategorie der Ökobilanzierung betrachtet.

Beim kommerziellen e-conversion werden üblicherweise Neufahrzeuge elektrifiziert. Im Rahmen die-ses Projektes wurden jedoch gebrauchte Fahrzeuge umgebaut, um – als weitere Zielsetzung – zu er-mitteln, auf welches Minimum die ökobilanziellen Kosten eines Elektroautos gesenkt werden können. Der Aufwand für die Herstellung der Karosserie fällt bei einem Gebrauchtwagen naturgemäß nicht an. Wir konnten deshalb erstmals verschiedene Ansätze auf Basis der gleichen Karosserie modellie-ren und vergleichen (Abb. 3):

Neufahrzeug mit Verbrennungsmotor (Benzin)

Neufahrzeug mit Elektromotor und Bezug von Netzstrom (563 g CO2/kWh)

Abb. 2: Montage des Elektromotors an der Hinterachse des Automodells Smart


Neufahrzeug mit Elektromotor und Bezug von Grünstrom (30 g CO2/kWh)

elektrifiziertes Gebrauchtfahrzeug und Bezug von Grünstrom (30 g CO2/kWh)

Weitere Kombinationen dieser Parameter sind möglich. Die oben genannten vier Ansätze dienten vor allem der Ermittlung eines minimalen Ressourcenaufwandes für die Fahrzeugmobilität über den ge-samten Lebenszyklus. Wegen der Dominanz der Nutzungsphase wurden insbesondere „Grünstrom“ und gegenwärtiger Netzstrom miteinander verglichen. Bei einer vorläufigen Modellierung (Abb. 3) zeigte sich, dass der Carbon-Footprint über die Lebenszeit (100.000 km) um bis zu 80 % reduziert werden kann. Elektrifizierung und e-conversion bieten also zusammen ein enormes Potential zur Stei-gerung der Umwelteffizienz.

Während der detaillierten Modellierung wurden die vorstehend gezeigten Werte der vorläufigen Bi-lanzierung des Carbon-Footprints über die Lebenszeit (Abb. 3) in der Größenordnung bestätigt.

A.1.5 Weitere Wirkungskategorien der Ökobilanzierung

Die meisten Ökobilanzen beschränken sich auf die Ermittlung des Carbon-Footprint, weil dieser As-pekt in der Öffentlichkeit auf das größte Interesse stößt. Die Umweltqualität hängt jedoch von weit mehr Faktoren ab, z.B. von Lärm und Luftqualität. Elektroautos, die mit Netzstrom betrieben werden, generieren über fossile Kraftwerke nicht nur CO2, sondern auch Stickstoffoxide ( Ozonbildungspo-tential), Feinstaub ( Humantoxizität) oder saure Emissionen ( Versauerungspotential, Abb. 4), siehe Helmers (2010). Die Ökobilanzierung ermöglicht die Ermittlung weiterer Wirkungsparameter, sofern Modellierungssoftware und hinterlegte Datenbank dies erlauben.

Abb. 3: Reduktion des Carbon-Footprints durch ein Elektroauto im Vergleich zum Fahrzeug mit Verbren-nungsmotor, durch erneuerbaren Strombezug und e-conversion über 100.000 km. Übersichtsanalyse in der Projekt-Vorbereitungszeit (Helmers & Marx, 2012)


Vor dem Hintergrund der öffentlichen Diskussion wurden folgende Wirkungskategorien für eine de-taillierte Betrachtung ausgewählt:

Humantoxizität

Klimawandel

Photochemische Oxidation

Verbrauch fossiler Rohstoffe

Verbrauch von Metallen

Alle für die Ökobilanzierung von Verbrennungs- und Elektroautos relevanten Wirkungskategorien werden von der ReCiPe-Methode abgedeckt, die in der verwendeten Datenbank ecoinvent hinterlegt ist. Die ReCiPe-Methode wurde im Zeitraum von 2001 bis 2008 entwickelt und baut auf den weithin akzeptierten Methoden Ecoindicator 99 und CML 2001 auf (Goedkoop et al., 2013). Das Akronym „ReCiPe“ symbolisiert die an der Entwicklung beteiligten niederländischen Institutionen (RIVM, Rad-boud University Nijmegen, CML an der University of Leiden und Pré Consultants), siehe Goedkoop et al. (2013).

Die CML-Methode setzt bei der Charakterisierung der Effekte auf den im ILCD Handbuch (Wolf, 2012) empfohlenen Midpoint-Ansatz, der Ecoindicator 99 nutzt hingegen einen Endpoint-Ansatz. Mit der Entwicklung von ReCiPe wurden beiden Ansätze in eine einzige, einheitliche Methode überführt. Der Nutzer kann frei zwischen einer Wirkungsabschätzung auf Ebene der Midpoints oder Endpoints wäh-len (Goedkoop, 2013). Auf der Midpoint-Ebene werden von ReCiPe die in Abb. 5 aufgelisteten 18 Wirkungskategorien betrachtet.

Abb. 4: Konzept der Wirkungsindikatoren am Beispiel der Wirkungskategorie "Versauerung" (DIN, 2006).


Die Ergebnisse der Ökobilanzierung verschiedener Wirkungskategorien können als Midpoints oder als Endpoints angegeben werden. Midpoints beinhalten eine Einheit (z.B. CO2- oder Sb-Äquivalente), die einen Literaturvergleich ermöglicht, während die dimensionslosen Endpoints auf die Aggregie-rung zu einer Gesamtaussage (Gesamtpunktzahl) abzielen. Auf der Endpoint-Ebene wurden die Er-gebnisse der drei Parameter Menschliche Gesundheit, Ressourcen und Ökosystemqualität exempla-risch quantifiziert und zu einer abschließenden Gesamtaussage verdichtet.

In Abb. 5 wird der mehrstufige Ansatz von ReCiPe verdeutlicht: Zunächst werden Sachbilanzen erstellt (1. Spalte) im Hinblick auf 18 verschieden Schadenskategorien (2. Spalte). Im nächsten Schritt werden daraus die Wirkungen aufsummiert, indem „Midpoints“ in spezifischen Einheiten (z.B. SO2-Äquiva-lente für das Versauerungspotential) berechnet werden (3. Spalte, rot). Die verursachten Schäden werden anschließend weiter verdichtet zu drei Schadensbereichen (Ressourcenerschöpfung, Ökosys-temschäden durch Verlust von Biodiversität und Schäden an der menschlichen Gesundheit, meist gemessen in DALYs – disability adjusted life years). Hieraus kann im letzten Schritt ein „Single Score“ ermittelt werden, was im ReCiPe-Modellierungsprozess durch festgelegte relative Faktoren ge-schieht. Beispielsweise werden Köpergewichte verschiedener Organismen durch besondere „conver-sion factors“ berücksichtigt und (z.B. 1,0 für den Menschen und 7,3 für die Maus), siehe bei Goedkoop

Abb. 5: Beziehung zwischen Sachbilanzergebnissen, Midpoint- und Endpoint-Indikatoren in der ReCiPe-Methode (Goedkoop et al., 2013).


et al. (2013). Durch die starke Komprimierung auf eine einzelne Zahl geht beim Single Score aber auch viel Information über die verschiedenen Umweltwirkungen verloren. Daher ist die Aussagekraft von Vergleichen, die nur auf Grundlage der Single Score Werte getroffen werden, begrenzt.

In dieser Studie wurden Ergebnisse für 18 Midpoint-Kategorien, drei Endpoint-Kategorien sowie den Single-Score, also insgesamt 22 Kategorien, ermittelt.

Diskutiert werden im Ergebnisteil jedoch nur 8 der 22 Kategorien:

Endpoint-Ebene

Menschliche Gesundheit

Ressourcen

Ökosystemqualität

Single Score

Midpoint-Ebene

Humantoxizität

Klimawandel

Photochemische Oxidation

Verbrauch von Metallen

Im Rahmen dieses Projekts wurden insgesamt elf Ökobilanzen erstellt: Drei für den Benzin-Smart, vier für den fabrikneuen E-Smart und ebenfalls vier für den elektrifizierten Smart. Die hohe Zahl der Modelle ist Folge der Differenzierung bei der EOL-Modellierung und der Stromversorgung in der Nut-zungsphase.

In der Zusammenfassung der Resultate der verschiedenen Wirkungskategorien zeigt sich, dass Elekt-roautos über die Lebenszeit einen ökologischen Vorteil haben können, obwohl die Herstellung des Antriebs mit einem erhöhten Aufwand verbunden ist. Darüber hinaus gilt wie beim Carbon-Footprint, dass der Verzicht auf die Herstellung von Karosserie und Fahrwerk (e-conversion) das Ergebnis für die Elektrovariante erheblich optimiert.

Im Detail offenbarte die Ökobilanzierung der zusätzlichen Wirkungskategorien jedoch auch Nachteile des Betriebs von Elektrofahrzeugen: In der Wirkungskategorie Menschliche Gesundheit erzielte der Elektrosmart beispielsweise ein schlechtes Ergebnis. Eine Sensitivitätsanalyse offenbarte die Ursache hierfür: Wieder einmal dominieren die Kosten der Nutzungsphase. Wechselt man hier vom derzeiti-gen Netzstrom auf Grünstrom, gehen die Schäden stark zurück.

Weniger vom Strommix beeinflusst sind die Ergebnisse der Kategorie „Verbrauch von Metallen“. Hier attestiert die Modellierung den Elektrofahrzeugen erhebliche Nachteile gegenüber der Version mit Verbrennungsmotor. Vom Prinzip her lässt sich dieses Ergebnis auch in der Literatur finden, Hawkins


et al (2012) bilanzieren beispielsweise einen noch höheren Verbrauch an Metallen. Eine Ursache für das vergleichsweise günstige Resultat dieser Studie ist, dass mit dem Smart ein sehr kleines Fahrzeug betrachtet wird. Je kleiner das Fahrzeug, desto geringer fällt der Ressourcenverbrauch aus. Dies gilt auch für konventionelle Fahrzeuge, spielt jedoch beim Elektroauto z.B. wegen der kritischen Batte-riemasse und wegen der Verwendung wertvoller Metalle eine noch größere Rolle (Helmers & Marx, 2012).

Die Ergebnisse sind erwartungsgemäß geeignet, um Optimierungspotentiale bei der Einführung von Elektrofahrzeugen zu identifizieren.

A.1.6 Ablauf einer Ökobilanzierung

Eine Ökobilanzierung folgt dem bekannten, in Abb. 6 gezeigten Ablauf. Anhand der dort gezeigten Stufen werden die Ergebnisse im Folgenden dargestellt. Die vier Stufen Ziel-/Rahmendefinition, Sach-bilanz, Wirkungsabschätzung und Interpretation stehen bei der Ökobilanzierung in wechselseitiger Kommunikation. So kann es vorkommen, dass die Ermittlung von Input-/Outputströmen im Rahmen der Sachbilanzierung auf Probleme stößt, wodurch der Untersuchungsrahmen angepasst werden muss. Im Laufe eines Projektes ergeben sich bisweilen aus ersten Ergebnissen neue interessante An-sätze, die zu einer Ausweitung der Sachbilanzierung führen können. Im vorliegenden Projekt waren es Vorgaben der genutzten Datenbank ecoinvent, die Feinjustierungen des Projektrahmens erforder-lich machten. Einerseits schränken Struktur und Umfang von Datenbanken wie ecoinvent die Flexibi-lität des Ökobilanzierers zwar ein, andererseits sind die entnommenen Zahlen wissenschaftlich be-gutachtet und ermöglichen so überhaupt erst eine gewisse Vergleichbarkeit von Ökobilanzen.

S t r u k t u r e i n e r Ö k o b i l a n z

Definition von Ziel und Untersuchungsrahmen

Sachbilanz Wirkungsabschätzung

I n t e r p r e t a t i o n

Abb. 6: Ablaufschema und Bestandteile einer Ökobilanz


A.1.7 Untersuchungsrahmen und Ziel

Der gesamte Untersuchungsrahmen wurde bereits in Abb. 1 gezeigt. Das Vordergrundsystem besteht hier aus Herstellungs-, Nutzungs- und End-Of-Life-Phase.

Als funktionelle Einheit wurde eine „Lebenszeit“ von 100.000 km für den Smart gewählt. Dies ist eine deutlich geringere Fahrtleistung als die in anderen Studien angenommenen 150.000 km und mehr (Helmers & Marx, 2012). Jedoch halten wir dies für eine sinnvolle Korrektur: Die Verbrennungsmoto-ren des verwendeten Smarts halten oft nur 60.000 - 120.000 km bis zu einem gravierenden Defekt (Helmers & Marx, 2012), und mit diesem Kleinstfahrzeug werden üblicherweise im Stadtverkehr ge-ringere Distanzen bewältigt als mit größeren Autos. Darüber hinaus vereinfacht es die Bilanzierung der Batteriekosten, da angenommen werden kann, dass eine Batterie über die gesamte Lebenszeit von 100.000 km durchhält.

Wie auch in bisherigen Untersuchungen der Ökobilanz von Elektrofahrzeugen werden die beiden Va-rianten mit Benzinmotor sowie Elektromotor verglichen. Die dritte Variante, die Elektrifizierung des gebrauchten Fahrzeugs, wird hier erstmals einbezogen (Abb. 7).

Neufahrzeug mit Benzinmotor

Neufahrzeug mit Elektromotor

elektrifiziertes ge-brauchtes Fzg.

Produktions-phase

Nutzungs-phase

End-of-Life-phase

Untersuchungsrahmen

Abb. 7: Module von Ziel- und Untersuchungsrahmens und betrachtete Smart-Varianten


A.2 Sachbilanzen

A.2.1 Die Sachbilanzen in der Produktionsphase

A.2.1.1 Vorbemerkung

Die Erstellung der Sachbilanzen ist bei weitem der aufwendigste Schritt bei der vorgenommenen Öko-bilanzierung der drei technischen Varianten des Smart. (Abb. 7). Die für die Sachbilanzen erforderli-che Datenerhebung gestaltete sich anspruchsvoll, da nur ein Teil der Materialien experimentell am Fahrzeug bestimmt werden konnte. Andere Bestandteile des Materialkuchens mussten der Literatur entnommen und anschließend z.B. mit den ermittelten Originaldaten abgeglichen werden. Die ermit-telten Sachbilanzen werden in diesem Abschnitt gegliedert nach den drei Phasen des Lebenszyklus (Produktion, Nutzung, End-of-Life) dargelegt.

Bei der Produktion des Benzin-Smart wurden fünf Komponenten getrennt betrachtet:

1. Fahrwerk & Karosserie

2. Benzin-Motor

3. Getriebe

4. Bleibatterie

5. Restlicher Antriebsstrang

Beim Elektro-Smart ist die Aufteilung feiner. Hier wurden neun Komponenten getrennt untersucht:

1. Fahrwerk & Karosserie

2. E-Motor

3. Getriebe

4. Bleibatterie für 12V-Bordsystem

5. Lithium-Batterie

6. PowerpAC (Motorsteuerung)

7. Ladegerät

8. Batterie-Management-System (BMS)

9. Restlicher Antriebsstrang

Diese Aufteilung zeigt, dass der Fokus der Untersuchung auf dem Antriebsstrang der Fahrzeuge liegt. Beim Benzin-Smart sind vier der fünf Komponenten dem Antrieb zuzurechnen, beim Elektro-Smart sind es acht von neun Komponenten. Die feine Aufteilung der Antriebsstränge liegt darin begründet, dass hier die relevanten Unterschiede zwischen den verglichenen Fahrzeugvarianten, dem Benziner und dem Elektrofahrzeug, liegen.


Zwei der Komponenten, Fahrwerk & Karosserie sowie das Getriebe, stimmen bei allen Smart-Varian-ten überein. Somit verbleiben zwölf unterschiedliche Komponenten, die im Folgenden getrennt be-handelt werden. Zuerst wird auf die Komponenten des Benzin-Smart eingegangen, anschließend auf die Komponenten des Elektro-Smart.

Einleitend wird jeweils die Materialzusammensetzung der Komponenten diskutiert. Da die Förderung der Rohstoffe für einen großen Teil der Umweltlasten eines Produktes verantwortlich ist, wurde auf die Ermittlung der Produktbestandteile besonderer Wert gelegt. An zweiter Stelle folgen jeweils An-gaben zu den Verarbeitungsprozessen in der Produktion. Informationen zur Verarbeitung und zu den jeweiligen Zulieferern für Bauteile haben im Detail allerdings nur die Hersteller selbst. Solche Daten werden üblicherweise nicht publiziert.

Sind die Komponenten erst einmal identifiziert, müssen die Aufwendungen der folgenden Teilberei-che erfasst werden:

Materialzusammensetzung

Verarbeitung

Energie

Transport

Infrastruktur für Herstellung

A.2.1.2 Fahrwerk und Karosserie

Im englischen Sprachraum ist für ein Fahrzeug ohne Antriebsstrang der Begriff „Glider“ geläufig. Eine vergleichbare Bezeichnung fehlt im Deutschen, weshalb hier auf die englische Bezeichnung zurück-gegriffen wird. Beim Benzin-Smart hat der Glider einen Anteil von 81% des Gesamtgewichts, beim Elektro-Smart von 66%. Die Materialzusammensetzung des Gliders, der im Labor nicht demontiert wurde, konnte auf Grundlage von zwei Quellen aufwendig ermittelt werden (Umweltbroschüre Smart 2012, Habermacher, 2011).

Erwartungsgemäß veröffentlicht die Firma Daimler in ihrer Umweltbroschüre nur sehr begrenzte In-formationen über die Ökobilanz. Diese frei zugänglichen Angaben begrenzen sich auf die grobe Werk-stoffzusammensetzung und den verursachten Treibhauseffekt. Durch die Kombination mit der zwei-ten Quelle (Habermacher, 2011) liefert die Umweltbroschüre dennoch eine gute Basis für die Sach-bilanzierung.

Zur Ermittlung der Sachbilanz des Gliders wurde die Werkstoffbilanz des Smart fortwo mhd verwen-det. Es handelt sich um einen Benziner mit einem Hubraum von 1 Liter und einer Leistung von 52 kW. Dieser Smart fortwo mhd stimmt weitgehend mit dem Smart-Modell überein, dass am Umwelt-Cam-pus Birkenfeld elektrifiziert wurde. Zu beachten sind allerdings Unterschiede bei der Modellgenera-tion. Beim selbst elektrifizierten Smart handelt es sich um ein Modell der ersten Generation, dass von 1998 bis 2007 gefertigt wurde. Der in der Umweltbroschüre von Daimler gezeigte Smart fortwo mhd


gehört hingegen der aktuellen, zweiten Modellgeneration an, die seit 2007 produziert wird. Es be-steht die Möglichkeit, dass sich die Materialzusammensetzung des Smart durch den Modellwechsel in relevantem Maße verändert hat, zwingende Hinweise dafür liegen allerdings nicht vor.

Die von Daimler (2012) veröffentlichte Werkstoffbilanz des Smart weist Prozentsätze für die Stoff-gruppen Stahl-/Eisenwerkstoffe, Leichtmetalle, Buntmetalle, Thermoplaste, Duromere, Elastomere, Betriebsstoffe, Prozesspolymere, Elektronik und Sonstige Werkstoffe auf. Der vergleichsweise hohe Anteil der Betriebsstoffe (4,3%) deutet darauf hin, dass sich diese Angaben auf einen vollgetankten Smart beziehen. Die Annahme konnte durch eine Kontrollrechnung bestätigt werden, bei der auf Ba-sis von Tankvolumen und Benzindichte das Kraftstoffgewicht im vollgetankten Smart ermittelt und den Angaben in der Umweltbroschüre gegenüber gestellt wurde. Hieraus konnte eine um den Kraft-stoff bereinigte Werkstoffbilanz erstellt werden.

Für eine Ökobilanzierung sind die Zahlen aus den vorgenannten zehn Materialgruppen jedoch viel zu ungenau; es fehlen Angaben zu den Anteilen der einzelnen Materialien. Diese Lücke schließt die Ar-beit von Habermacher (2011), in der 27 Materialien aus sieben Materialgruppen erfasst sind. Ein Ver-gleich der Materialgruppen der beiden Werkstoffbilanzen von Daimler (2012) und Habermacher (2011) zeigt, dass sich die Materialzusammensetzung des Smart fortwo mhd nur in geringem Maße von der eines durchschnittlichen PKW unterscheidet. Insbesondere bei den Eisenwerkstoffen, Leicht-metallen, Buntmetallen und Elastomeren sind sich die beiden Werkstoffbilanzen sehr ähnlich.

In den beiden Werkstoffbilanzen werden für die Materialgruppen zum Teil unterschiedliche Bezeich-nungen verwendet, wodurch Vergleich und Zuordnung auf den ersten Blick erschwert werden. Die Begriffe wurden schließlich in wie in Tab. 1 gezeigt zugeordnet.

Tab. 1: Zuordnung der Materialgruppen-Bezeichnungen unterschiedlicher Quellen

Materialgruppen bei Daimler (2012) Materialgruppen bei Habermacher (2011) Stahl-/Eisenwerkstoffe Eisenwerkstoffe Leichtmetalle Aluminium Buntmetalle Nichteisenmetalle Thermoplaste Kunststoffe Duromere Elastomere Reifen & Gummi Betriebsstoffe Öl & Schmierstoffe Prozesspolymere Lacke Elektronik Elektronik Sonstige Werkstoffe Synthetik + Isoliermaterial

Für diese Vorgehensweise spricht die Tatsache, dass die Werkstoffbilanzen von Daimler (2012) und Habermacher (2011) auf der Ebene der Materialgruppen nur geringfügig voneinander abweichen. Dies stützt die These, dass die Abweichungen zwischen dem Smart und dem von Habermacher (2011) modellierten durchschnittlichen PKW auch innerhalb der einzelnen Materialgruppen gering sind.


Durch dieses Vorgehen war es möglich, eine ausreichend detaillierte Werkstoffbilanz als Grundlage für die Wirkungsabschätzung zu ermitteln.

Tab. 2: Werkstoffbilanz des benzinbetriebenen Smart.

Materialgruppe Material Anteil

% kg Eisenwerkstoffe Herkömmlicher Stahl 49,2 346,8

Edelstahl 1,9 13,3hochfester Stahl 12,0 84,5Summe Eisenwerkstoffe 63,1 444,6

Aluminium Aluminium, Gusslegierung 6,1 43,1Aluminium, Knetlegierung 1,5 10,8Summe Aluminium 7,6 53,8

Nichteisenmetalle Magnesium 0,2 1,6Kupfer 1,1 7,9Blei 0,8 5,5Zink 0,4 3,1Andere Metalle 1,1 7,9Summe Nichteisenmetalle 3,7 25,9

Kunststoffe Polypropylen (PP) 7,9 55,9Polyethylen (PE) 2,3 16,4Polyethylenterephthalat 0,2 1,6Polyamide (PA) 0,5 3,3Polyurethane (PU) 2,3 16,4Acrylnitril-Butadien-Styrol (ABS) 0,7 4,9Andere Kunststoffe 1,6 11,0Summe Kunststoffe 15,6 109,7

Synthetik Fiberglas 0,3 2,0Harze 0,6 4,0Textilien 0,8 6,0Glas 1,7 12,0Summe Synthetik 3,4 23,9

Sonstige Werkstoffe Reifen & Gummi 4,0 27,9Öl & Schmierstoffe 1,3 9,3Isoliermaterial 0,6 4,0Lacke 0,4 3,0Summe sonstige Werkstoffe 6,3 44,2

Elektronik LED 0,02 0,1Leiterplatte 0,4 2,8Summe Elektronik 0,4 3,0

Summe 100,0 705,2

Das Resultat dieser Vorarbeiten ist die in Tab. 2 gezeigte Werkstoffbilanz des benzinbetriebenen Smart. Dies stellt jedoch nur den erster Schritt für die Sachbilanzierung dar, da die Ökobilanz drei verschiedene technische Varianten des Smart einander gegenüberstellt (Abb. 7). Diese drei Varianten unterscheiden sich im Antriebsstrang (verbrennungsmotorisch und elektrisch), außerdem sollte im dritten Fall ein gebrauchtes Fahrzeug elektrifiziert werden, wodurch der Aufwand der Karosserieher-stellung entfällt. Antriebsstränge und Glider müssen entsprechend getrennt betrachtet werden, beim Elektro-Smart zusätzlich noch die Lithium-Batterie.


Beim Glider, der bei den Smart-Varianten übereinstimmt, wurde keine weitere Aufteilung der tech-nischen Komponenten vorgenommen. Die Werkstoffbilanz des Gliders konnte jedoch erst ermittelt werden, nachdem die Bilanzen für Benzinmotor, Getriebe, Bleibatterie und den restlichen Antriebs-strang vorlagen und damit von der Werkstoffbilanz des gesamten Fahrzeugs (Tab. 2) abgezogen wer-den konnten.

Die Bilanzen der Antriebskomponenten weisen einige wenige Stoffe auf, die sich nicht in der aus den Daten von Daimler (2012) und Habermacher (2011) erstellten Werkstoffbilanz des gesamten Fahr-zeugs finden. Es handelt sich um Gusseisen, Schwefelsäure, Antimon, Arsen und Wasser. Die vier letztgenannten Materialien stammen aus der Werkstoffbilanz der Bleibatterie, die von Habermacher (2011) offenbar nicht in dem hohen Detailgrad behandelt wurde wie in dieser Untersuchung. Das Gusseisen ist Teil der Werkstoffbilanzen von Motor und restlichem Antriebsstrang des Benzin-Smart, die sich auf Angaben des Mercedes-Benz Autohauses in Worms stützen.

Um in sich schlüssige, stimmige Werkstoffbilanzen zu erhalten, wurden die o.g. fünf Materialien (Gusseisen, Schwefelsäure, Antimon, Arsen und Wasser) in der Werkstoffbilanz des gesamten Fahr-zeugs ergänzt. Da das Gesamtgewicht des Smart keine Änderung erfahren durfte, musste die Addition der Materialien an anderer Stelle durch eine Subtraktion ausgeglichen werden. Folgende Vorgehens-weise wurde hierbei gewählt:

Das Gewicht des Gusseisens (24,89 kg) wurde von der Menge des „herkömmlichen Stahls“ (346,8 kg) subtrahiert.

Das Gewicht von Schwefelsäure (0,88 kg), Antimon (0,08 kg), Arsen (0,003 kg) und Wasser (1,54 kg) wurde von der Position „Andere Kunststoffe“ (11 kg) abgezogen.

Die Werkstoffbilanz der Bleibatterie (Quellen: siehe Sachbilanz der Bleibatterie) machte eine weitere Anpassung der Werkstoffbilanz des gesamten Fahrzeugs erforderlich, hervorgerufen durch Abwei-chungen bei der Bleimenge. In der Werkstoffbilanz des Fahrzeugs wird eine Bleimenge von 5,5 kg ausgewiesen, in der Werkstoffbilanz der Bleibatterie jedoch eine Menge von 7,51 kg. Die Differenz (2,01 kg) wurde bei der Verrechnung von der Position „andere Kunststoffe“ abgezogen, wodurch sich die Werkstoffbilanz (Tab. 2) weiter verfeinert.

Verarbeitungsprozess

Die Modellierung der Verarbeitungsprozesse beim Glider stützt sich überwiegend auf die Studie von Habermacher (2011). In der Sachbilanz des Gliders verwendet sie für die Verarbeitungsprozesse die in der folgenden Tab. 3 aufgeführten ecoinvent-Module.


Tab. 3: Verarbeitungsprozesse und zugeordnete ecoinvent-Module

Material Modul für Verarbeitung (ecoinvent 2.2)

Stahl sheet rolling, steel Aluminium sheet rolling, aluminium Kupfer wire drawing, copper Glas tempering, flat glass

Die Verarbeitungsmodule werden von Habermacher (2011) auf die Input-Menge der Materialien be-zogen. Diese berechnet sich als Produkt aus der Materialmenge im fertigen Bauteil und einem mate-rialspezifischen Verlustfaktor. Mit Hilfe der Verlustfaktoren werden die Materialverluste berücksich-tigt, die im Produktionsprozess auftreten. Die Rechnung mit Verlustfaktoren findet sich nicht nur bei Habermacher, die Vorgehensweise findet sich auch in der Studie von Notter et al. (2010) Die verwen-deten Verlustfaktoren stimmen in den beiden Studien weitgehend überein. Das Vorgehen von Ha-bermacher (2011) bei der Modellierung der Verarbeitung wurde in diesem Projekt zu großen Teilen übernommen. Alle vier in Tab. 3 aufgeführten Module wurden verwendet, wie bei Habermacher be-zogen auf die im Vorfeld berechneten Input-Mengen. Ergänzend kamen die folgenden beiden Mo-dule der ecoinvent-Datenbank zum Einsatz:

“metal product manufacturing, average metal working [RER]” und

“injection moulding [RER]”.

“RER” ist ein ecoinvent-Regionalcode für Europa. Das erstgenannte Modul wurde für die Verarbei-tung der Metalle Magnesium, Blei und Zink eingesetzt, sowie für die nicht weiter spezifizierte Gruppe der “anderen Metalle”. Das zweite Modul bildet die Verarbeitung der Kunststoffe und Harze ab. Ein vergleichbares Vorgehen findet sich in der Studie von Hawkins et al. (2012). Dem Prozesstyp „Verar-beitung“ wurde in der vorliegenden Studie auch der Wasserverbrauch bei der Herstellung zugerech-net. Als Datenquelle wird wieder Habermacher (2011) herangezogen. Der Wasserverbrauch von Ha-bermacher wurde auf Grundlage des Gewichts des Smart-Gliders für die Verwendung in dieser Arbeit skaliert.

Energie

Für die Umweltwirkung eines Produktes ist neben den verwendeten Rohstoffen und deren Verarbei-tung auch die im Rahmen der Produktion eingesetzte Energiemenge entscheidend. Da hierfür, wie auch bei den Verarbeitungsprozessen, keine Angaben von Herstellerseite gemacht werden, wurde wiederum auf Literaturdaten zurückgegriffen. Passende Angaben fanden sich in u.a. in den bereits erwähnten Studien von Althaus & Gauch (2010), Notter et al. (2010) und Habermacher (2011).

Mit dem Ziel einer möglichst einheitlichen Datenbasis für den Glider wurde in dieser Studie auf den genannten Energieverbrauch aus der Studie von Habermacher (2011) zurückgegriffen. Dort wie auch


in den beiden anderen Studien wird der Energieverbrauch durch die folgenden drei ecoinvent-Mo-dule definiert:

electricity, medium voltage, production UCTE, at grid [UCTE]

heat, natural gas, at industrial furnace > 100 kW [RER]

light fuel oil, burned in industrial furnace 1MW, non-modulating [RER]

„UCTE “ (Union for the Coordination of the Transmission of Electricity) steht für einen durchschnittlichen europäischen Elektrizitätsmix mit 524 g CO2-eq/kWh. Die Verbrauchswerte für die drei Module wurden auf Basis des Gewichts des Smart-Gliders skaliert.

Transport

Als vierter Prozesstyp wurde der Transport im Rahmen der Sachbilanzierung behandelt. Hierbei wurde zwischen dem Transport der Rohstoffe für die Produktion und dem Transport der fertigen Komponenten zum Ort der Endmontage unterschieden. Für den Transport der Rohstoffe wurden Standard-Transportdistanzen aus dem ecoinvent-Report Nr. 1 verwendet. Dieser liefert durchschnitt-liche Transportentfernungen für verschiede Materialgruppen wie mineralische Produkte, Metalle, Kunststoffe und Basischemikalien in Europa. Für den Rohstofftransport beim Glider wurden die Dis-tanzen für Metalle (200 km Zug, 100 km LKW) verwendet, da Metalle den mit Abstand größten Anteil am Glider haben. Die beim Transport der fertigen Komponenten anfallenden Distanzen wurden, wenn möglich, genau berechnet. Bei einem Großteil der betrachteten Komponenten war dies auch möglich, hinsichtlich des Gliders waren jedoch weitere Annahmen erforderlich.

Die Endmontage des Smarts erfolgt in der Automobilfabrik Smartville in Hambach, Frankreich. Eine Recherche über diesen Standort förderte zu Tage, dass 80% der am Montageband ankommenden Teile von Zulieferern stammen, die direkt neben der Fabrik angesiedelt sind. Basierend auf dieser Information wurde die Distanz für den Transport des Gliders stark reduziert. Die Modellierung des Transports stützt sich auf die folgenden drei ecoinvent-Module:

transport, lorry >16 t, fleet average [RER]

transport, freight, rail [RER]

transport, transoceanic freight ship [OCE]

Für die Sachbilanz des Gliders wurden die beiden erstgenannten Module verwendet. Alle drei Module haben gemeinsam, dass sie nicht auf Basis der Transportentfernung, sondern auf Basis der Transport-leistung rechnen. Die Transportleistung ist das Produkt aus Transportentfernung und –gewicht und wird in der Einheit Tonnenkilometer angegeben.


Infrastruktur

Den fünften und letzten Prozesstyp in den Sachbilanzen bildet die Infrastruktur. Mit Hilfe der Daten-bank ecoinvent kann auch die Fabrik in die Ökobilanzierung einbezogen werden, in der das betrach-tete Produkt gefertigt wird. Für die Abbildung der Infrastruktur bei der Herstellung des Gliders wurde das Modul „Road vehicle plant“ ausgewählt. Da die Bilanzierung nur die Herstellung eines einzelnen Gliders umfasst, wurde lediglich ein sehr kleiner Anteil der Autofabrik (0,0000158%) bilanziert. Der Wert wurde auf Basis der Studie von Habermacher (2011) und des Gewichtes des Smart-Gliders be-rechnet.

A.2.1.3 Der Benzinmotor

Hauptbestandteil des Motors ist Gusseisen (35%), dicht gefolgt von Aluminium (30%) und Stahl (28%). Die Werte stammen von Mitarbeitern des Mercedes-Benz Autohauses in Worms.

Bei der Modellierung der Verarbeitung des Benzinmotors fanden die folgenden ecoinvent-Module Verwendung:

steel product manufacturing, average metal working [RER]

aluminium product manufacturing, average metal working [RER]

copper product manufacturing, average metal working [RER]

metal product manufacturing, average metal working [RER]

injection moulding [RER]

Die Materialverluste bei der Produktion wurden – wie schon beim Glider – durch die Rechnung mit materialspezifischen Verlustfaktoren berücksichtigt.

Abb. 8: Materialzusammensetzung des Benzinmotors


Neben der Bearbeitung der Rohstoffe wurde auch der Wasserverbrauch bei der Fertigung des Ben-zinmotors betrachtet, gestützt auf Daten von Notter et al. (2010). Diese Studie liefert u.a. den Was-serverbrauch für die Fertigung eines benzinbetriebenen Antriebsstrangs. Mittels Skalierung auf Basis des Gewichts wurde daraus der Wasserverbrauch für die Fertigung des Benzinmotors berechnet.

Auch beim Energieverbrauch wurde auf Daten des benzinbetriebenen Antriebsstrangs aus der Studie von Notter et al. (2010) zurückgegriffen. Die auf Grundlage des Motorgewichts skalierten Energiever-bräuche wurden mit den folgenden drei ecoinvent-Modulen in das Ökobilanz-Modell übertragen:




Die Modellierung des Transports der Rohstoffe für die Fertigung des Benzinmotors basiert auf Stan-dard-Transportdistanzen. Wie schon beim Glider wurden die durchschnittlichen Distanzen für den Transport von Metallen aus dem ecoinvent-Report Nr. 1 verwendet: 200 km Zug- und 100 km LKW-Transport. Der Transport des fertigen Motors vom Fertigungsort (Berlin) zum Smart-Werk (Hambach) wurde dagegen detailliert modelliert. Die erforderliche Infrastruktur für die Fertigung des Motors wurde mit dem Modul „road vehicle plant“ im Ökobilanz-Modell berücksichtigt. Auch diese Entschei-dung stützt sich auf das Vorgehen von Notter et. al (2010) bei der Bilanzierung des benzinbetriebenen Antriebsstrangs.

A.2.1.4 Das Getriebe

Das Getriebe wurde bei der Elektrifizierung des Smart nicht ausgetauscht, sondern im dritten Gang fixiert. Es wurde daher nur in die Modelle der beiden Neufahrzeuge (E-Smart und Benzin-Smart) ein-bezogen, nicht in das Modell des elektrifizierten Gebrauchtfahrzeugs. Das Getriebe hat ein Gewicht von 25 kg und besteht aus hochfestem Stahl (69,1 %) und Aluminium (30,9 %). Die Herstellung des Getriebes wurde im vorliegenden Modell mit drei Modulen abgedeckt.



tap water, at user [RER]

Der Energieverbrauch der Getriebeherstellung wurde wie bei Notter et al. (2010) mit den drei bereits erwähnten Modulen modelliert:





Der Energieverbrauch wurde auf Basis des Gewichts skaliert.

Die Modellierung des Rohstofftransports stützte sich beim Getriebe auf die Standard-Transportdis-tanzen für Metalle (vgl. Frischknecht et al., 2007). Die Distanz für den Transport des fertigen Getrie-bes zum Smart-Werk in Hambach wurde hingegen exakt bestimmt. Beim Smart-Getriebe handelt es sich um das Modell 431 der Firma Getrag.

Die Infrastruktur der Getriebeherstellung wurde wiederum mit dem Modul „road vehicle plant“ quantifiziert.

A.2.1.5 Die Bleibatterie

Bei der im Benzin-Smart verbauten Bleibatterie (12 V, 45 Ah) handelt es sich um ein Modell der Firma VISION aus China mit einem Gewicht von 11 kg und der in Abb. 9 gezeigten Materialzusammenset-zung.

Die Materialzusammensetzung wurde auf Basis von zwei Quellen ermittelt: dem Datenblatt der Bleibatterie CP12200 der Firma VISION und der Studie von Hawkins et al. (2012). Im Datenblatt wird nicht die im Smart verbaute Batterie beschrieben, sondern ein kleineres Modell mit einem Gewicht von 5,9 kg und einer Kapazität von 20 Ah. Das Datenblatt enthält eine Auflistung der in der Batterie verwendeten Materialien, allerdings ohne Angabe ihrer Masseanteile. Diese Lücke konnte mit Hilfe der Studie von Hawkins et al. (2012) geschlossen werden, die eine Sachbilanz für eine Bleibatterie mit vergleichbarer Größe (12,6 kg) enthält.

Die Herstellung der Batterie konnte nur ansatzweise mit ecoinvent-Modulen modelliert werden. Die Wahl fiel auf die folgenden drei Module:


oxygen, liquid, at plant [RER]

Abb. 9: Zusammensetzung der Bleibatterie des Smart



China-bezogene Module standen in Ecoinvent hierfür wie auch für den folgenden Schritt nicht zur Verfügung. Die Bilanzierung des Energieverbrauchs bei der Herstellung der Bleibatterie orientiert sich an der Studie von Hawkins et al. (2012), die die erforderlichen Daten für den Strom- und Wärmever-brauch in der Produktion liefert. Die Modellierung in Umberto erfolgte mit den drei bekannten Mo-dulen.




Die Sachbilanz der Smart-Batterie enthält ein Modul, das den Strommix für den europäischen Raum abbildet. Dieses Modul wurde für die Produktion aller betrachteten Fahrzeugkomponenten verwen-det, eine bewusste Vereinheitlichung. Dieses Vorgehen findet sich auch in den richtungsweisenden schweizerischen Ökobilanz-Studien.

Für den Rohstofftransport wurden, abweichend vom Vorgehen bei Glider, Benzinmotor und Ge-triebe, die Standard-Transportdistanzen für Basischemikalien aus dem ecoinvent-Report Nr. 1 ver-wendet. Bei diesen wurde der Transport mit einer Kombination aus 600 km Schiene und 100 km Straße angenommen.

Die Distanzen für den Transport der fertigen Batterie nach Hambach, dem Ort der Endmontage, wur-den genau ermittelt. Der Hersteller der Batterie, die Firma VISION produziert in Shenzhen, China.

Es wurde angenommen, dass der Transport zum Smart-Werk in zwei Stufen erfolgt.

Stufe 1: Schifftransport von Shenzhen (China) nach Antwerpen (Belgien)

ecoinvent-Modul: transport, transoceanic freight ship [OCE]

Stufe 2: LKW-Transport von Antwerpen (Belgien) nach Hambach (Frankreich)

ecoinvent-Modul: transport, lorry > 16t, fleet average [RER]

Die Distanz für den Schifftransport konnte mit Hilfe eines frei zugänglichen Tools von Sea-Rates LP ermittelt werden (18.063 km).

In der Sachbilanz von Hawkins et al. (2012) auf die bei der Modellierung der Bleibatterie des Smart zurückgegriffen wurde, finden sich keine Angaben zur nötigen Infrastruktur, worauf deshalb auch hier verzichtet wurde. Aufgrund des kleinen Anteils der Bleibatterie am Gesamtfahrzeug sind nur mini-male Fehler zu erwarten.


A.2.1.6 Der restliche Antriebsstrang

Der restliche Antriebsstrang des Benzin-Smart ist sehr heterogen aufgebaut. Die Zusammensetzung des Materialkuchens wurde von Mitarbeitern des Mercedes-Benz Autohauses in Worms ermittelt (Abb. 10).

Für die Verarbeitung wurden die folgenden ecoinvent-Module herangezogen:







Bei den Verarbeitungsmodulen für Metalle bietet sich bei Vergleich der verschiedenen Ökobilanz-Studien kein einheitliches Bild. In den drei vorliegenden Studien des schweizerischen Forschungsin-stituts EMPA (Habermacher 2011, Althaus & Gauch 2010, Notter et al., 2010) wird für Stahl und Alu-minium auf die „sheet rolling“-Module und bei Kupfer auf das „wire drawing“-Modul gesetzt. In den Sachbilanzen der norwegischen Studie von Hawkins et al. (2012) finden sich für die Metallverarbei-tung hingegen die „average metal working“ Module. Unterschiede im Vorgehen zeigen sich auch bei den bilanzierten Mengen: Teils werden die Verarbeitungsmodule auf die kompletten Materialmen-gen bezogen, teils nur auf Teilmengen.

Transport: Beim restlichen Antriebsstrang basieren die im Modell Verwendung findenden Transport-distanzen auf Schätzungen, sowohl beim Transport der Rohstoffe, als auch beim Transport der ferti-gen Produkte, da der restliche Antriebsstrang 24 Bauteile umfasst. Bei der Modellierung des Roh-

Abb. 10: Zusammensetzung des restlichen Antriebsstrangs


stofftransports fiel die Wahl, mit Blick auf die dominierende Materialgruppe, auf die Standard-Trans-portdistanzen für Metalle (200 km Bahn, 100 km LKW) aus dem ecoinvent-Report Nr. 1. Die durch-schnittliche Transportdistanz zum Ort der Endmontage, dem Smart-Werk in Hambach, wurde auf 80 km geschätzt.

Infrastruktur: Die Fertigungsstätte ist im Modell durch das evoinvent-Modul „road vehicle plant“ be-rücksichtigt. Die bilanzierte Menge wurde auf Grundlage von Daten aus der Studie von Notter et al. (2010) und dem Gewicht der Komponente berechnet. In der genannten Studie wird das Modul u.a. für die Modellierung der Antriebseinheit eines Verbrennungsfahrzeugs genutzt.

A.2.1.7 Die Lithium-Batterie

Im konvertierten Elektro-Smart findet eine Lithium-Eisenphosphat-Batterie Verwendung. Die Batte-rie des seit 2013 in Serie hergestellte Elektro-Smart ED basiert abweichend davon auf LiNiMnCoO2 als aktivem Kathodenmaterial (Schäfer, 2009). Das aktive Anodenmaterial ist jedoch wie bei der LiFePO4-Batterie Graphit, der Elektrolyt (LiPF6) ist ebenfalls bei beiden Batterien identisch (vgl. Schäfer, 2009). Dominierende Bauteile sind ohnehin Leitungselemente aus Aluminium und Kupfer sowie Kunststoffe als Hüllenmaterial.

Mit einem Gewicht von 150 kg liegt die Lithium-Batterie bezüglich des Gewichts hinter dem Glider an zweiter Stelle. Ihre Materialzusammensetzung ist in Abbildung 11 dargestellt. Von den 13 Material-positionen der Batterie hat Aluminium mit knapp 29% den größten Anteil. Auf den weiteren Rängen folgen Ethylencarbonat (13%) und N-methyl-2-pyrrolidone (11%).

Lithium-Batterien werden nur von wenigen Ökobilanz-Studien im Detail betrachtet, wobei die Arbei-ten von Notter et. al (2010) und von Majeau-Bettez et al. (2011) aufgrund ihrer Detailliertheit her-ausragen.

Abb. 11: Materialzusammensetzung der Lithium-Ionenbatterie


Die im Smart verwendeten Batteriezellen (SE70AHA) der chinesischen Firma CALB wiegen jeweils 2,5 kg und haben eine Kapazität von 70 Ah. Die Smart-Batterie besteht aus 30 parallelen Zellenpaaren, woraus eine Nennspannung von 96 V und eine Kapazität von 13,4 kWh für die Batterie resultiert.

Der mit den Batteriezellen mitgelieferte MSDS-Report (Material Safety Data Sheet) weist eine Stoff-bilanz auf, die jedoch – natürlich aus Gründen der Geheimhaltung – mit Ausnahme von Polyethylen lediglich Elementgehalte nennt. Die Sachbilanzen von Majeau-Bettez et. al (2011) enthalten hingegen überwiegend Stoffverbindungen (siehe Abbildung 11). Die Kombination beider Quellen war aufgrund des völlig unterschiedlichen Aufbaus der Werkstoffbilanzen nicht möglich. Da die ecoinvent-Daten-bank aber dezidiert Materialien zur Modellierung anbietet, wurde die LiFePO4-Sachbilanz von Ma-jeau-Bettez et al. (2011) herangezogen.

Verarbeitung: Bei der Modellierung der Lithium-Batterie kamen, gestützt auf die Sachbilanzen von Majeau-Bettez et al. (2011) die folgenden ecoinvent-Module zum Einsatz:

sheet rolling, aluminium [RER]

sheet rolling, copper [RER]


water, decarbonized, at plant [RER]

water, deionized, at plant [CH]

Der Wasserverbrauch wurde bei den anderen Fahrzeugkomponenten mit einem Modul für Leitungs-wasser (tap water, at user) modelliert. Im Modell der Lithium-Batterie kommen hingegen Module für entkarbonisiertes und deionisiertes Wasser zum Einsatz. Die Metallverarbeitung wurde mit „sheet rolling“ Modulen für Kupfer und Aluminium abgedeckt, bei der Kunststoffverarbeitung wurde auf den Spritzguss (injection moulding) gesetzt. Die Module für die Metallverarbeitung beziehen sich auf die vollständigen Aluminium- und Kupfermengen, das Spritzguss-Modul auf die Summe der Kunststoffe Polyethylen (PE) und Polypropylen (PP).

Die Modellierung des Energieverbrauchs erfolgte mit den bekannten Modulen für Strom und Wärme (China-bezogene Module waren nicht verfügbar):




Die Strom- und Wärmemengen wurden der Studie von Majeau-Bettez et al. (2011) entnommen und entsprechend des Gewichts der Smart-Batterie angepasst.

Transport: Der Materialzusammensetzung der Lithium-Batterie Rechnung tragend, wurde der Trans-port der Rohstoffe mit den im ecoinvent-Report Nr. 1 aufgeführten Transportdistanzen (600 km mit der Bahn und 100 km mit dem LKW) für Basischemikalien modelliert.


Die beim Transport der Lithium-Batterie zum Ort der Endmontage anfallenden Distanzen wurden ge-nau berechnet, für zwei verschiedene Zielorte: Das Smart-Werk in Hambach und den Umwelt-Cam-pus Birkenfeld. Diese Differenzierung war erforderlich, da im Rahmen des Projekts ein fabrikneuer E-Smart und ein vom Benziner zum Stromer konvertierter Smart betrachtet wurden. Die e-conversion fand am Umwelt-Campus statt, weshalb dieser einen der beiden Zielorte bei der Berechnung der Transportdistanzen bildete. Der fabrikneue Smart läuft, wie das benzinbetriebenen Schwestermo-dell, in Smartville, der Automobilfabrik von Daimler im elsässischen Hambach vom Band. Für seine Modellierung wurde folglich der Transport der Lithium-Batterie nach Hambach betrachtet. Die Rech-nung mit zwei Zielorten erfolgte natürlich nicht nur für die Lithium-Batterie, sondern für alle Kompo-nenten der beiden Versionen des Elektro-Smart.

Die Produktionsstätte der im Smart verbauten Lithium-Batterie liegt in Luoyang, einer Stadt in der chinesischen Provinz Henan (CALB, 2014). Da es sich um eine Stadt im chinesischen Inland handelt, umfasst der Transport zum Umwelt-Campus drei Stufen:

Stufe 1: LKW-Transport von Luoyang (China) nach Shanghai (China)


Stufe 2: Schifftransport von Shanghai (China) nach Antwerpen (Belgien)


Stufe 3: LKW-Transport von Antwerpen (Belgien) nach Neubrücke (Deutschland)


Die Routen für den LKW-Transport wurden mit Google Maps berechnet, die Route für den Schifftrans-port mit dem Tool von SeaRates LP.

Infrastruktur: Die Bilanzierung der Lithium-Batterie stützt sich nicht auf das bekannte ecoinvent-Mo-dul „road vehicle plant“. Dem Vorgehen von Majeau-Bettez et al. (2011) folgend, kamen vier Module zum Einsatz:

facilities precious metal refinery [SE]

chemical plant, organics [RER]

metal working factory [RER]

plastics processing factory [RER]

A.2.1.8 Der Elektromotor

Materialzusammensetzung: Im E-Smart kommt ein luftgekühlter Asynchronmotor des italienischen Herstellers FIMEA zum Einsatz. Es handelt sich um das Modell M2-AC25/4-AS mit einer Nennleistung


von 25 kW und einem Gewicht von 58 kg. Die in Abbildung 12 gezeigte Materialzusammensetzung basiert auf Angaben des Herstellers.

Verarbeitung: Es wurde keine Studie gefunden, in der die Verarbeitung des Elektromotors getrennt vom restlichen Antriebstrang betrachtet wurde, obwohl Elektromotoren natürlich von spezialisierten Herstellern gebaut werden. Daher wurden hier die Module für die „durchschnittliche Metallbearbei-tung“ eingesetzt, bei der Verarbeitung des Kunststoffs das Spritzgussverfahren. Die Verarbeitungs-module wurden auf die vollständigen Materialmengen bezogen. Auch der Wasserverbrauch bei der Herstellung wurde berücksichtigt, gestützt auf Daten aus der Sachbilanz von Notter et al. (2010) für den Antriebsstrang eines Elektroautos.

Insgesamt kamen bei der Modellierung der Verarbeitung die folgenden fünf Module zum Einsatz:






Energie: Der Hersteller gab 18,3 kWh je kg vor, ein vergleichsweise hoher Stromverbrauch, der in der Modellierung verwendet wurde. Bei Notter et. al (2010) wird für den elektrisch betriebenen An-triebstrang nur mit einem spezifischen Stromverbrauch von 2,5 kWh/kg gerechnet. Zusätzlich zum Strom wurde in der Bilanz auch der Wärmebedarf bei der Fertigung berücksichtigt. Da hierfür keine Angaben vom Hersteller vorlagen, wurde auf Daten von Notter et al. (2010) zurückgegriffen und diese auf Grundlage des Gewichts des E-Motors angepasst.

Die Modellierung des Energieverbrauchs basiert auch beim E-Motor auf folgenden drei bereits zuvor genutzten ecoinvent-Modulen:


Abb. 12: Materialkuchen des Elektromotors




Transport: Da der E-Motor zu 98% aus Metallen besteht, waren für den Rohstofftransport die im ecoinvent-Report Nr.1 vorgeschlagenen Standard-Transportdistanzen für eben diese Materialgruppe die logische Wahl (vgl. Frischknecht et al., 2007). Der Transport des Motors zum Ort der Endmontage konnte genau modelliert werden, da im Vorfeld der Herstellungsort des E-Motors ermittelt wurde (Liscate, Italien). Die Modellierung erfolgte mit dem Modul „transport lorry>16t, fleet average [RER]“.

Infrastruktur: Angaben zur Infrastruktur wurden der Studie von Notter et al. (2010) entnommen und entsprechend des Motorgewichts skaliert. Im Ökobilanz-Modell wird die für die Fertigung nötige Inf-rastruktur mit dem Modul „road vehicle plant“ abgebildet.“

A.2.1.9 Das PowerpAC

Das PowerpAC der Firma EVE (Electro Vehicles Europe) ist mit einem Gewicht von 23 kg die zweit-schwerste Komponente des elektrischen Antriebsstrangs. Im PowerpAC sind verschiedene Bestand-teile des elektrischen Antriebsstrangs zusammengefasst, wie der Wechselrichter, der Spannungs-wandler und die Motorsteuerung. Die Materialzusammensetzung des PowerpACs zeigt Abbildung 13.

Für die Zusammensetzung des eingebauten PowerpACs selbst wurden keine Quelle gefunden, aller-dings für seine Bestandteile wie den Wechselrichter und den Spannungswandler. Habermacher (2011) berichtet Sachbilanzen für Wechselrichter, Spannungswandler und PDU (Power Distribution Unit). Diese drei Komponenten wiegen zusammen 17,9 kg, was dem Gewicht des PowerpACs schon recht nahe kommt. Für die Modellierung des PowerpACs wurden die drei Sachbilanzen summiert und auf 23 kg skaliert. Auf dieser Basis beruht auch die in Abbildung 13 dargestellte Materialverteilung.

Verarbeitung, Energie, Infrastruktur: Die Sachbilanzen von Habermacher (2011) für Wechselrichter, Spannungswandler und PDU sind sehr detailliert und lieferten neben der Materialzusammensetzung auch alle nötigen Informationen für die Modellierung von Verarbeitung, Energieverbrauch und Infra-struktur.

Abb. 13: Materialzusammensetzung des PowerpACs


Transport: Die Zusammensetzung des PowerpACs wird mit 76 % von der Gruppe der Metalle domi-niert. Daher wurde bei der Modellierung des Rohstofftransports erneut auf die im ecoinvent-Report für Metalle vorgeschlagenen Transportdistanzen zurückgegriffen (200 km Schiene, 100 km Straße). Das fertige PowerpAC wird von Bergamo (Sitz des Herstellers in Italien) nach Hambach (Smart-Werk) bzw. Neubrücke (Ort der e-Conversion) transportiert. Die Modellierung in Umberto erfolgte wieder mit dem ecoinvent-Modul für den durchschnittlichen LKW-Transport in Europa: transport, lorry>16t, fleet average [RER].

A.2.1.10 Das Ladegerät

Materialzusammensetzung: Das im E-Smart verwendete Ladegerät wird von der chinesischen Firma TC Charger produziert und hat ein Gewicht von 10 kg. Seine Materialzusammensetzung zeigt Abbil-dung 14. Die Werkstoffbilanz wurde erneut der Studie von Habermacher (2011) entnommen.

Verarbeitung, Energie, Infrastruktur: Auch beim Ladegerät liefert die Studie von Habermacher (2011) eine sehr detaillierte Sachbilanz, die für dieses Projekt angepasst und übernommen wurde.

Transport: Die Bilanzierung des Rohstofftransports für die Produktion erfolgte auch beim Ladegerät auf Basis von Standard-Transportdistanzen aus dem ecoinvent Report Nr. 1 (Frischknecht et al., 2007) Ausgehend von der Materialzusammensetzung fiel die Wahl wieder auf die Transportdistanzen für die Gruppe der Metalle (200 km Schiene, 100 km Straße). Für die Bilanzierung des Transports des fertigen Produkts wurde der Herstellungsort recherchiert (Hangzhou in der chinesischen Provinz Zhejiang) und die Route nach Neubrücke ermittelt. Der Transport verläuft im Modell über zwei Stu-fen:

Stufe 1: Schiffstransport von Hangzhou (China) nach Antwerpen (Belgien)




Abb. 14: Materialzusammensetzung des Ladegeräts


A.2.1.11 Die Bleibatterie des Elektro-Smarts

Im Elektro-Smart ist neben der 151,3 kg schweren Lithium-Batterie noch eine kleine Bleibatterie für das 12V-Bordsystem mit einem Gewicht von 5,6 kg verbaut. Für die Bilanzierung wurde angenom-men, dass sie die Materialzusammensetzung mit der bereits behandelten Bleibatterie des Benzin-Smarts teilt.

A.2.1.12 Batterie Management System (BMS)

Materialzusammensetzung: Im Elektro-Smart findet ein Batterie Management System (BMS) der chi-nesischen Harbin Guantuo Power Company mit einem Gewicht von 2,6 kg Verwendung. Die Werk-stoffbilanz umfasst nur drei Positionen: Kupfer (50 %), Edelstahl (40 %). und integrierte Schaltung (10 %). Die Angaben stammen von Majeau-Bettez et al. (2011), deren Studie Sachbilanzen für insgesamt elf Batteriekomponenten liefert, u.a. für das Batterie-Management-System.

Verarbeitung und Energie: Der einfache Aufbau des BMS auf Ebene der Rohstoffe mit nur drei Mate-rialpositionen erleichtert die Bilanzierung der Verarbeitung. Diese umfasst die folgenden Module.

Wire drawing, copper [RER]

Sheet rolling, steel [RER]

Die Wahl der Module deutet darauf hin, dass Kupfer überwiegend in Form von Draht und Stahl in Form von gewalztem Blech Verwendung findet. Die Auswahl der Module stützt sich auf die Sachbilanz von Majeau-Bettez et al. (2011), die im Falle des BMS auf Module für Strom und Wärme verzichtet, was in diesem Projekt ebenso gehandhabt wurde.

Transport: Die Modellierung des Rohstofftransports umfasst erneut 200 km Bahn- und 100 km LKW-Transport, Werte die auf Grundlage der Empfehlungen im ecoinvent-Report Nr. 1 festgelegt wurden (Frischknecht et al., 2007). Bei der Modellierung des Transports des fertigen BMS vom Herstellungs-ort Harbin nach Neubrücke kommt mit dem Schiff ein drittes Transportmittel hinzu. Im Modell erfolgt der Transport in drei Stufen:

Stufe 1: LKW-Transport von Harbin (China) nach Dalian (China)


Stufe 2: Schifftransport von Dalian (China) nach Antwerpen (Belgien)





Infrastruktur: Die für die Produktion des BMS nötigen Einrichtungen finden im Modell mit dem Modul „plastics processing factory“ Berücksichtigung. Auch an dieser Stelle konnte sich bei der Modellierung auf die Arbeit von Majeau-Bettez et al. (2011) gestützt werden.

A.2.1.13 Restlicher Antriebsstrang beim Elektro-Smart

Materialzusammensetzung: Die Komponente „restlicher Antriebstrang beim E-Smart“ umfasst zehn kleinere Bauteile, die in der Summe 19,3 kg wiegen und die in Abbildung 15 dargestellte Materialzu-sammensetzung haben.

Die Bauteilgewichte wurden im Rahmen der Elektrifizierung des Smart bestimmt. Bei den Bauteilen 1,2 und 9 (siehe Tab. 4) konnte auf Quellen zurückgegriffen werden. Das PTC Element und sein Hal-terrahmen (Nr. 1 und 2 in Tab. 4) werden von Hild (2013) beschrieben. Angaben zur Materialzusam-mensetzung des Batteriekastens (Nr. 9), der für knapp über die Hälfte des Gewichts des restlichen Antriebsstrangs verantwortlich ist, lieferte ebenfalls Hild (2012).

Tab. 4: Bestandteile des restlichen Antriebsstrangs beim Elektro-Smart

Nr. Bauteil Gewicht [kg]

1 PTC Element 0,232 Halterrahmen des PTC Elements 0,793 Halterplatten + Kabel des Ladegeräts 1,764 Ladestecker Carbon 0,186 Ladekabel 1,227 220V Verkabelung 0,878 Motorhalter 3,059 Batteriekasten 10,00

10 Vakuumpumpe + Steuereinheit + Luft-schläuche 1,20

Summe 19,29

Abb. 15: Materialzusammensetzung des restlichen Antriebsstrangs beim Elektro-Smart


Die Materialzusammensetzung der Kabel (Nr. 6 und 7) orientiert sich an den für den Benzin-Smart verwendeten Zahlen. Die Zusammensetzung der verbleibenden Bauteile (Nr. 3, 4, 8, 10) wurde teils auf Grundlage von Fotos abgeschätzt, teils mit Hilfe von Werkstoffbilanzen ähnlicher Bauteile ermit-telt.

Verarbeitung: Bei der Modellierung der Verarbeitung fiel die Wahl bei den Metallen auf die Module für die durchschnittliche Bearbeitung (average metal working) und beim Kunststoff auf das Modul für den Spritzguss. Zudem fand der Wasserverbrauch Berücksichtigung, gestützt auf Daten von Notter et al. (2010) für den Antriebsstrang eines Elektroautos.

Energie: Der in der Studie von Notter et al. (2010) aufgeführten Sachbilanz für einen elektrischen Antriebsstrang wurden Zahlen für Strom- und Wärmeverbrauch entnommen. Nach Anpassung der Werte auf Grundlage des Gewichts wurden sie mit folgenden ecoinvent-Modulen in das Umberto-Modell übertragen:




Transport: Auch beim restlichen Antriebsstrang kamen bei der Modellierung des Rohstofftransports die Standardtransportdistanzen aus dem ecovinvent-Report Nr. 1 zum Einsatz. Die Wahl fiel auf die Distanzen für den Transport von Metallen in Europa.

Im Rahmen der Bilanzierung des Transports der fertigen Komponenten zum Ort der Endmontage (Hambach bzw. Neubrücke) wurde auf die Ermittlung der individuellen Straßenrouten verzichtet und stattdessen mit einer geschätzten, durchschnittlichen Transportdistanz von 400 km gerechnet.

Infrastruktur: Die Modellierung der Infrastruktur beschränkt sich beim restlichen Antriebsstrang auf das ecoinvent-Modul „road vehicle plant“. Die bilanzierte Menge wurde auf Basis der Sachbilanz von Notter et al. (2010) für einen elektrischen Antriebsstrang berechnet.

A.2.2 Die Sachbilanzen in der Nutzungsphase

In der Nutzungsphase wurden modelliert:

Treibstoffverbrauch

Abriebemissionen

Wartung.


A.2.2.1 Treibstoffverbrauch des Benzin-Smart

In Abweichung von der vorhandenen Literatur wurde hier bewusst nicht auf den Kraftstoffverbrauch nach NEFZ-Norm zurückgegriffen, da die in diesem Testzyklus ermittelten Durchschnittsverbräuche häufig unrealistisch niedrig sind. Während im Jahr 2001 die durchschnittliche Abweichung des Real-verbrauchs gemessen in g CO2/km bei + 7,5 % lag, stieg sie seitdem kontinuierlich auf durchschnittlich +30 % im Jahr 2013 (Mock et al., 2014). Einzelne Fahrzeuge ragen jedoch schon seit Jahren heraus: So wurden gerade bezüglich des Smart mit Verbrennungsmotor bis zu +60 % Abweichung im Real-verbrauch beobachtet (Helmers, 2010).

Der Realverbrauch des nachfolgend elektrifizierten Smart wurde deshalb auf einer 23,7 km langen Strecke unter Einbeziehung von Stadt-, Überland- und Autobahnabschnitten selbst gemessen. Es wurde ein Durchschnittsverbrauch von 5,3 l Benzin/100 km festgestellt. Dieser Wert wurde für die Ökobilanzierung verwendet.

Die Modellierung des Treibstoffverbrauchs im Umberto-Modell erfolgte mit dem Modul „Operation, passenger car, petrol, EURO 5“. Das Modul bildet den Betrieb eines Benzinautos ab, das die Anforde-rungen der Abgasnorm EURO 5 erfüllt. Ecoinvent bietet vergleichbare Module auch für ältere Benzi-ner der Abgasnormen EURO 3 oder EURO 4. Die EURO 5-Variante des Moduls wurde gezielt ausge-wählt, obwohl der umgerüstete Smart eine EURO 3-Zulassung hatte. Der Vergleich von Benzin- und Elektro-Smart sollte moderne Fahrzeuge abbilden.

Die ecoinvent-Module sehen allerdings standardisierte Verbrauchszahlen für den Fahrzeugbetrieb vor (Jungblut et al., 2007):

Modul Verbrauch [l/100 km]

operation, passenger car, petrol, EURO 3 8,04 operation, passenger car, petrol, EURO 4 7,85 operation, passenger car, petrol, EURO 5 7,15

Um im Modell anstatt des standardisierten Euro-5-Verbrauchs von 7,15 l/100 km den gemessenen Verbrauch des Smarts (5,3 l/100 km) zu modellieren, war eine Reduktion der Laufleistung (eigentlich 100.000 km) um 25,84% erforderlich. Anders war der individuelle Verbrauch im Modell nicht abzu-bilden.

A.2.2.2 Stromverbrauch des Elektro-Smart

Der Stromverbrauch des Elektro-Smart wurde im Rahmen einer Testfahrt auf der identischen Test-strecke (s.o.) mit 13,4 kWh/100 km ermittelt.

Die Modellierung des Stromverbrauchs erfolgte mit dem ecoinvent-Modul „electricity, low voltage, at grid [DE]". Dieses Modul bildet den Netzstrom in Deutschland ab und stützt sich auf Stromdaten (Erzeugung, Import) aus dem Jahr 2004 (Jungblut et al., 2007).


Im Jahr 2004 lag der Anteil erneuerbarer Energien bei rund 8 % und damit deutlicher niedriger als 2013 mit ca. 25%. Das Modul bildet allerdings den Versorgungsmix in 2004 ab, nicht den Erzeugungs-mix. Entsprechend werden neben der inländischen Stromerzeugung auch Stromimporte berücksich-tigt.

Im ecoinvent-Report Nr. 6, Teil XIV werden die Verluste bei der Stromübertragung beispielhaft für die Schweiz dargestellt. Die Bereitstellung von Strom mit Niederspannung ist hier mit Verlusten von über 10% verbunden (Frischknecht et al., 2007b). Die Batterie des Elektro-Smarts wird mit „Haus-haltsstrom“, also Niederspannungsstrom aufgeladen.

A.2.2.3 Abriebemissionen beim Benzin-Smart

Beim Benzin-Smart gestaltete sich die Bilanzierung der Abriebemissionen von Reifen und Bremsen sehr einfach, da diese im Modul „operation, passenger car, petrol, EURO 5“ enthalten sind.

A.2.2.4 Abriebemissionen beim Elektro-Smart

Ecoinvent 2.2 bietet kein Modul für die Ermittlung isolierter Abriebemissionen. Die erforderliche Sachbilanz fand sich bei Leuenberger & Frischknecht (2010). Die 22 verschiedenen bilanzierten Ab-riebemissionen wurden auf Basis der Gewichte von Elektro-Smart und dem von Leuenberger und Frischknecht (2010) betrachteten Konzeptauto (City Car) skaliert.

A.2.2.5 Wartung des Benzin-Smart

Für die Wartung von Autos mit Verbrennungsmotor bietet die Datenbank ecoinvent 2.2 das Modul „maintenance, passenger car“. Dieses beschreibt die Wartungsarbeiten bei einem Golf IV über die komplette Nutzungszeit. Als Input für das Modul sollte in diesem Fall die Zahl 1 bei der Modellierung der Wartung verwendet werden. (Habermacher, 2011; Althaus & Gauch, 2010). Da der Benzin-Smart deutlich kleiner und leichter als ein Golf IV ist, wurde der Input für das Wartungsmodul nach unten angepasst (0,67 statt 1).

A.2.2.6 Wartung des Elektro-Smart

Für die Wartung eines Elektroautos finden sich zwei Module in der ecoinvent-Datenbank:

maintenance, electric vehicle, LiMn2O4 (umfasst den Austausch der 312 kg schweren Lithium-Batterie)

maintenance, electric vehicle, LiMn2O4, city car


Die Wartung des E-Smart wurde auf Basis des zweiten Moduls in der obigen Liste modelliert, da ein Austausch der Batterie innerhalb der angenommenen Lebenszeit von 100.000 km nicht vorgesehen ist.

A.2.3 Die Sachbilanzen in der End-Of-Life (EOL) Phase

Die Sachbilanzierung für die End-Of-Life-Phase (EOL-Phase) ist abhängig von der gewählten Allokati-onsmethode. Zwei Methoden wurden im Rahmen dieser Arbeit für die EOL-Phase betrachtet:

Cut-Off-Ansatz

Ansatz der Systemerweiterung und Substitution

Beim Cut-Off-Ansatz (siehe Abbildung 16) verlässt das Fahrzeug am Ende seiner Nutzungsphase das betrachtete System (System A). Alle EOL-Prozesse – Recycling und Entsorgung – finden in einem an-deren System (System B) statt und sind daher für die Bilanzierung von System A nicht relevant. Die Rohstoffe für die Produktion des Fahrzeugs in System A werden vom Markt bezogen. Ein Teil der auf dem Markt angebotenen Rohstoffe wurde durch Recycling aus Altprodukten gewonnen, bei Alumi-nium sind dies beispielsweise 10% (Althaus & Gauch, 2010).

Es wird angenommen, das Primär- und Sekundärrohstoffe entsprechend ihres Anteils auf dem Markt in System A fließen. System A bezieht bei den einzelnen Rohstoffen also einen sogenannten Markt-mix. Die Datenbank ecoinvent bietet spezielle Rohstoffmodule, die diesen Marktmix abbilden. Dieses Angebot erleichtert die Cut-Off-Modellierung bzw. ermöglich sie erst, da die Anteile an Primär- und Sekundärmaterialien bei einzelnen Rohstoffen nicht oder nur mit hohem Aufwand zu ermitteln sind. Die den Marktmix abbildenden Module werden nicht für alle Materialgruppen angeboten. Für Me-talle, die wichtigste Materialgruppe beim Auto, konnte aber auf diesen Modultyp zurückgegriffen werden.

Abb. 16: Cut-Off-Modellierung (angelehnt an Habermacher, 2011).


Beim Ansatz der Systemerweiterung und Substitution (siehe Abbildung 17) wird das System um die EOL-Prozesse erweitert. Recycling und Entsorgung des Altfahrzeugs werden dadurch für die Sachbi-lanzierung relevant.

Es wird angenommen, dass alle im Altfahrzeug gebundenen Metalle in stoffliche Recyclingprozesse fließen. In diesen treten dann jedoch Materialverluste auf, wenn auch nur in geringem Umfang. Die Angaben zum Materialverlust wurden der Studie von Althaus & Gauch (2010) entnommen. Die recy-celten Metalle fließen in die Produktion des Fahrzeugs und verdrängen (substituieren) dort primäre Rohstoffe. Aufgrund der angesprochenen Materialverluste können die Primärrohstoffe jedoch nicht vollständig substituiert werden. Im Umberto-Modell werden die Recyclingprozesse mit den Modulen für die Sekundärmaterialgewinnung abgebildet. Sie enthalten die Sammlung, Trennung und Aufbe-reitung der Altmetalle, sowie die nötigen metallurgischen Prozesse zur Erreichung der auf dem Markt geforderten Materialqualität (vgl. Althaus & Gauch, 2010).

Die nichtmetallischen Bestandteile des Autos mit hohem Brennwert werden dem thermischen Re-cycling zugeführt. Der gewonnene Strom und die gewonnene Wärme fließen in die Produktion und verdrängen dort Netzstrom und die aus Gas und Öl gewonnene Wärme. In Abb. 17 werden verein-fachend die Begriffe primäre und sekundäre Energie verwendet. Die weder fürs stoffliche noch fürs thermische Recycling geeigneten Bestandteile des Autos werden entsorgt. Auch hierbei wurde auf ecoinvent-Module zurückgegriffen.

Abb. 17: Substitutionsmodellierung (angelehnt an Habermacher, 2011)


Für den Benzin-Smart wurde ein drittes Modell erstellt, bei dem ausschließlich primäre Rohstoffe Verwendung finden und das weder stoffliches noch thermisches Recycling umfasst. Dieses Modell, ein Worst-Case-Szenario, kann damit weder dem Cut-Off-Ansatz, noch dem Ansatz der Systemerwei-terung und Substitution zugerechnet werden.


A.3 Wirkungsabschätzung

Alle Graphiken in diesem Kapitel zeigen die Ergebnisse der Modellierung der drei Versionen des Smart (Benzin, Elektro, konvertierter = elektrifizierter Smart) über die gesamte Lebenszeit von 100.000 km.

A.3.1 Endpoint-Indikator Menschliche Gesundheit

Abbildung 18 zeigt die Ergebnisse der untersuchten Smart-Varianten für die Schadenskategorie „Menschliche Gesundheit“. Wegen des starken Einflusses des Anteils an erneuerbarer Energie (EE) beim Strombezug werden im Folgenden die Resultate bei Modellierung von erneuerbar produziertem Strom („electricity, low voltage, certified electricity, at grid [CH]“) der von ecoinvent vorgeschlagenen Basis „electricity, low voltage, at grid DE“ von 2004 gegenübergestellt.

In dieser Kategorie schneidet der Elektro-Smart deutlich schlechter als der Benzinsmart ab, wenn Strom mit geringem Anteil EE geladen wird. Sein Indikatorwert liegt 22% über dem des benzinbetrie-benen Schwestermodells. Durch die Elektrifizierung (e-conversion) des gebrauchten Smart kann der Stromer jedoch seine Nachteile in dieser Kategorie vollständig kompensieren.

Die Nutzungsphase trägt bei allen drei Modellen am meisten zur Gesamtwirkung bei. Besonders do-minant ist sie beim Benzin-Smart mit einem Anteil von 72%. Beim Elektro-Smart fällt die Produktion stärker ins Gewicht als beim Benzin-Smart (45% versus 26%). Die Entsorgungsphase hat über alle Modelle hinweg nur einen sehr kleinen Anteil an der Wirkung auf die menschliche Gesundheit (An-teile zwischen 2 und 3%).

In der Produktionsphase trägt beim E-Smart die Herstellung des Antriebsstrangs am meisten zur schä-digenden Wirkung auf den Menschen bei (48%). An zweiter Stelle folgt der Glider (Fahrwerk & Karos-serie) mit 36%. Ein bemerkenswertes Ergebnis, da der Antriebsstrang wesentlich leichter als der Gli-der ist. In der Produktionsphase des Benziners wirken sich die Herstellung von Glider und Antriebs-strang in etwa entsprechend ihrer Gewichtsanteile am Gesamtfahrzeug aus. (Gewichtsanteile: 81% vs. 19%; Wirkungsanteile 77% vs. 23%). Diese Resultate gelten bei Bezug von Strom mit nur 8 % EE.

Abb. 18: ReCiPe-Endpoint-Indikator „Menschliche Gesundheit“ bei Bezug von DE-Strom (2004)


A.3.2 Einfluss des Strombezugs

Die Ursache für die zuvor gezeigten relativ hohen Kosten für menschliche Gesundheit der Elektrover-sionen wurde durch eine Sensitivitätsanalyse im Hinblick auf den Strombezug ermittelt. Der bisheri-gen Modellierung lag die Annahme eines Strombezugs mit lediglich 8 % erneuerbarem Strom zu-grunde, da das entsprechende ecoinvent-Modul „electricity, low voltage, at grid DE dies so vorgab. Der Anteil von 8 % erneuerbarer Energie am Brutto-Stromverbrauch wurde jedoch schon im Jahr 2004 überschritten (BMWi, 2014). Im vergangenen Jahr betrug der Anteil an „Grünstrom“ schon mehr als 25 % (BMWi, 2014). Der CO2-Emissionsfaktor des deutschen Strom-Inlandverbrauchs redu-zierte sich im gleichen Zeitraum von 608 (im Jahr 2004) auf 595 g/kWh (in 2013, siehe Umweltbun-desamt (2014). Die Modellierung unter ecoinvent 2.2 erlaubte bislang keine freie Variation des Ökostromanteils. Allerdings wird ein an Schweizer Verhältnisse angepasstes Ökostrommodul ange-boten: „electricity, low voltage, certified electricity, at grid [CH]“, welches lediglich 24,1 g CO2/kWh beinhaltet (Bühlmann, 2011). Bei den Auswirkungen auf die Indikatoren „menschliche Gesundheit“ und „Humantoxizität“ spielt wahrscheinlich der Anteil an Kohlestrom eine gewichtige Rolle, der in Deutschland über ein Drittel ausmacht, während er in der Schweiz kaum eine Rolle spielt.

Das Bild kehrt sich entsprechend um, wenn das Elektrofahrzeug mit erneuerbar produziertem Strom betrieben wird (Abb 19). Hier wurde der Fall des Schweizer Stromes mit sehr niedrigem Carbon-Foot-print behandelt. In Deutschland mit 30 % EE im Strommix liegt die Realität zwischen den betrachteten Annahmen (Abb. 18 und 19). Ecoinvent gewichtet also die bei der fossilen Stromerzeugung generier-ten toxischen Stoffe stark. Der Effekt tritt selbstverständlich in der Nutzungsphase auf (grün, siehe Abbildungen).

A.3.3 Endpoint-Indikator Ressourcen

Die Ergebnisse der Smart-Modelle in der Wirkungskategorie Ressourcen sind in Abbildung 20 darge-stellt.

Abb. 19: ReCiPe-Endpoint-Indikator „Menschliche Gesundheit“ bei Bezug von EE-Strom (CH)


Der Ressourcenverbrauch ist beim Benziner mit Abstand am größten. Sein Indikatorwert liegt 33% über dem des fabrikneuen Stromers und 62% über dem des konvertierten.

Die Nutzungsphase ist bei allen betrachteten Fahrzeugen für den Großteil des Ressourcenverbrauchs verantwortlich. Ihr Anteil am gesamten Verbrauch liegt zwischen 61% beim Stromer und 84% beim Benziner. Die Entsorgungsphase fällt beim Ressourcenverbrauch hingegen erwartungsgemäß fast gar nicht ins Gewicht. Ihr Anteil liegt bei allen drei Fahrzeugen bei ca. 0,1%. Die Produktionsphase ist beim Stromer wesentlich ressourcenintensiver als beim Benziner (+83%). Entfällt durch die E-Conver-sion die Produktion des Gliders, liegen Ressourcenverbrauch von Benziner und Stromer auf vergleich-barem Niveau.

In der Produktionsphase von Benziner und Stromer verbraucht die Fertigung des Gliders die meisten Ressourcen. Beim Benziner entspricht die Verteilung des Ressourcenverbrauchs auf Glider und An-triebsstrang annähernd der Gewichtsverteilung: Der Glider hat einen Anteil von 81% am Gesamtge-wicht des Fahrzeugs und verantwortet 78% des Ressourcenverbrauchs. Bei der Produktion des Stro-mers verbraucht die Fertigung des Antriebsstrangs überproportional viele Ressourcen. Sein Anteil am Ressourcenverbrauch der Produktion liegt bei 36% und damit mehr als doppelt so hoch wie sein An-teil am Fahrzeuggewicht (17%). Auch die Herstellung der Lithium-Batterie trägt überproportional zum Ressourcenverbrauch der Produktion bei, wenn auch nicht in dem starken Maße wie der Antriebs-strang. Bei einem Gewichtsanteil von 17% verantwortet sie 21% des Ressourcenverbrauchs der Pro-duktion.

Der weitgehende Verzicht auf fossile Stromerzeugung reduziert auch hier die Kosten während der Nutzungsphase erheblich (Abb. 21).

Abb. 20: ReCiPe-Endpoint-Indikator „Ressourcen“ bei Bezug von DE-Strom (2004)


A.3.4 Endpoint-Indikator Ökosystemqualität

Die Ergebnisse in der dritten Endpoint-Kategorie, der Ökosystemqualität, zeigt Abbildung 22.

Das Abschneiden der drei Fahrzeugvarianten ähnelt stark dem in der zuvor betrachteten Kategorie. Auffälligster Unterschied sind die größeren Anteile der Entsorgungsphase an der Gesamtwirkung. Beim Ressourcenverbrauch hatte die Entsorgungsphase nur minimalen Anteil (ca. 0,1% bei allen drei Fahrzeugen), bei der hier betrachteten Ökosystemqualität liegen ihre Anteile an der Gesamtwirkung zwischen 2,8 und 3,3%.

Der größte Schaden am Ökosystem wird durch den Benziner verursacht. Seine Gesamtwirkung liegt 14% über der des fabrikneuen Stromers und 37% über der des konvertierten. Auch bei der Ökosys-temqualität erfolgt die Schädigung in erster Linie durch die Nutzung der Fahrzeuge. Am stärksten trifft dies auf den Benziner zu: Bei diesem Fahrzeug ist die Nutzungsphase für 81% der Schäden am Ökosystem verantwortlich. Bei den beiden Stromern liegt der Anteil bei 60 und 72%. Die Produktion des fabrikneuen Stromers schädigt das Ökosystem annähernd doppelt so stark wie die des Benziners (+95%).

In der Produktionsphase des fabrikneuen Elektro-Smarts fällt wiederum die Fertigung des Antriebs-strangs überproportional ins Gewicht. Bei einem Anteil am Fahrzeuggewicht von nur 17% führt diese zu Schäden am Ökosystem im Umfang von 39% der gesamten Produktion. Beim Benziner entspricht die Schädigung durch Antrieb und Glider annähernd ihren jeweiligen Gewichtsanteilen am Fahrzeug.

Abb. 21: ReCiPe-Endpoint-Indikator „Ressourcen“ bei Bezug von EE-Strom (CH)

Abb. 22: ReCiPe-Endpoint-Indikator „Ökosystemqualität“ mit DE-Strom (2004)


Bei Bezug von EE-Strom während der Nutzungsphase fallen die entsprechenden Kosten für die Elekt-rofahrzeuge wiederum fast völlig weg, so dass sich insgesamt für die Ökosystemqualität ein enormer Vorteil ergibt (Abb. 23).

A.3.5 Endpoint-Indikator Single Score

Dieser Indikator wurde auf Grundlage der Ergebnisse von 18 Wirkungskategorien berechnet (siehe Einleitung) und ermöglicht einen Gesamtvergleich der untersuchten Produktvarianten. Die in dieser Arbeit ermittelten Single Score-Werte sind in Abbildung 24 dargestellt.

Bei diesem Indikator schneidet die Benzinvariante des Smarts erneut am schlechtesten ab. Dieses Ergebnis war zu erwarten, da der Benziner in zwei der drei Endpoint-Kategorien – Ressourcen und Ökosystemqualität – dem Stromer unterlegen ist. Der Abstand zwischen Benziner und Stromer fällt jedoch deutlich kleiner als in den genannten Endpoint-Kategorien aus. Dies ist dem Einfluss der drit-ten Endpoint-Kategorie „Menschliche Gesundheit“ geschuldet, die für die Benzinvariante des Smart günstiger ausfällt, sofern kein erneuerbar erzeugter Strom geladen wird. Über den gesamten Lebens-zyklus liegt der Abstand bei 5% gegenüber dem fabrikneuen Stromer und 27% gegenüber dem konvertierten.

Bei der Aufteilung der Umweltwirkung auf die drei Phasen des Lebenszyklus zeigt sich das bereits bekannte Bild: Dominanz der Nutzung und sehr kleine Anteile für die Entsorgung. Beim Benzinsmart

Abb. 23: ReCiPe-Endpoint-Indikator „Ökosystemqualität“ mit EE-Strom (CH)

Abb. 24: ReCiPe-Endpoint-Indikator „Single Score“mit DE-Strom (2004)


ist der Anteil der Nutzungsphase an der Gesamtwirkung mit 78% am höchsten. Bei den strombetrie-benen Varianten liegt ihr Anteil bei 57 und 69%. Der Vergleich der Produktionsphasen von Benziner und Stromer zeigt, dass die Herstellung des Stromers mit etwa doppelt so hohen Umweltwirkungen einher geht wie die des Benziners. Entscheidenden Einfluss haben hierbei die überproportionalen Anteile des elektrischen Antriebsstrangs.

Der insgesamt geringe Umweltvorteil des fabrikneuen Elektrosmart gegenüber der Version mit Ver-brennungsmotor (Abb. 24) enttäuscht zunächst. Wie sich jedoch zeigt, kann die Performance der Elektroversion durch Variation des Strombezugs erheblich optimiert werden; hier verändert sich er-neut das Resultat massiv zugunsten des Elektro-Smart (Abb. 25).

A.3.6 Midpoint-Kategorie Humantoxizität

Die Indikatorwerte der drei Smart-Modelle für diese Kategorie zeigt Abbildung 26 in der Einheit kg 1,4-DCB (Dichlorbenzol).

Bezüglich der Humantoxizität liegen die Ergebnisse von Benziner und Stromer weit auseinander. Der vom Stromer verursachte Schaden liegt in dieser Kategorie überraschend 247% über dem des Benzi-ners. Unterschiede dieses Ausmaßes sind in den bisher untersuchten Kategorien nicht aufgetreten. Das schlechte Abschneiden in der betrachteten Midpoint-Kategorie verursacht auch das relativ

Abb. 26: Midpoint-Indikator „Humantoxizität“ mit DE-Strom (2004)

Abb. 25: ReCiPe-Endpoint-Indikator „Single score“mit EE-Strom (CH)


schlechte Ergebnis der Elektroversionen in der Endpoint-Kategorie „Menschliche Gesundheit“, da der Indikatorwert dieser Kategorie u.a. auf Grundlage der Humantoxizität berechnet wurde. Durch die e-conversion kann das Ergebnis des Stromers zwar um 20% verbessert werden, liegt dann jedoch im-mer noch 180% über dem der benzinbetrieben Version. Bezüglich der Humantoxizität müssen den beiden strombetriebenen Smart-Modellen also erhebliche Nachteile attestiert werden.

Der Blick auf die Fahrzeugkomponenten zeigt, dass der Antriebsstrang beim Elektro-Smart überpro-portional zur Gesamtwirkung der Produktion beiträgt. Bei einem Gewichtsanteil von 17% ist er für 40% der durch die Produktion des Elektro-Smarts hervorgerufenen Schäden am Mensch verantwort-lich. Die Ursachen liegen bei den im elektrischen Antriebsstrang verwendeten Rohstoffen, da die Un-terschiede zwischen elektrischem und benzinbetriebenem Antriebsstrang bei den Verarbeitungspro-zessen, der Produktionsenergie und den Transporten vergleichsweise gering sind.

Der Wechsel auf den Bezug erneuerbar produzierten Stroms kann hier erneut die Kosten der Elektro-Smarts in der Nutzungsphase stark reduzieren, jedoch nicht die Kosten für die die Herstellung des Antriebs (Abb. 27).

A.3.7 Midpoint-Kategorie Klimawandel

Die Klimawirkung der drei untersuchten Smart-Modelle ist in Abbildung 28 dargestellt (Einheit: kg CO2-Äquivalente).

Abb. 27: Midpoint-Indikator „Humantoxizität“ mit EE-Strom (CH)

Abb. 28: Midpoint-Indikator „Klimawandel“ mit DE-Strom (2004)


Die größte Klimawirkung wird durch den Benzin-Smart hervorgerufen. Über den kompletten Lebens-zyklus verursacht dieses Modell Treibhausgasemissionen in Höhe von 19,8 t CO2 -Äquivalenten. Seine emittierte THG-Menge liegt 13% über der des fabrikneuen Stromers und 34% über der des konver-tierten.

Der weitaus größte Anteil der Treibhausgase wird bei allen drei Modellen in der Nutzungsphase frei-gesetzt. Der Spitzenwert findet sich beim Benziner mit einem Anteil von 81%. Die THG-Emissionen in der Nutzungsphase liegen beim Benziner 49% über denen des Stromers. Damit verursacht die Nut-zungsphase das schlechte Abschneiden des Benziners über den kompletten Lebenszyklus. In der Pro-duktionsphase ist die Situation umgekehrt: In dieser Phase verliert der Stromer den Vergleich der Smart-Modelle. Seine Produktion führt zum Ausstoß der doppelten Mengen an Treibhausgasen wie beim Benzin-Smart.

Die Analyse der Produktion zeigt, dass beim Stromer Antriebsstrang und Lithium-Batterie überpro-portional zur Klimawirkung beitragen. Bei der Lithium Batterie liegen die Anteile an Fahrzeuggewicht und THG-Emissionen nicht so weit auseinander. Einem Anteil von 17% am Fahrzeug steht ein Anteil von 21% an den THG-Emissionen gegenüber. Beim Benziner verteilen sich die THG-Emissionen in etwa entsprechen der Gewichtsanteile auf Glider und Antriebsstrang.

Allerdings basiert diese Modellierung (Abb. 28) auf einem Strommix mit nur 8% Grünstrom. Die Emis-sionen der Elektroversionen während der Betriebsphase (grün in den Abbildungen) sinken bei Ökostrombezug auf einen Bruchteil mit dem Effekt, dass der Carbon-Footprint der Benzinversion über die Lebenszeit mehrfach so hoch ist wie derjenige der Elektroversionen (Abb. 29), wie bereits zu Beginn des Projektes postuliert (Helmers & Marx, 2012).

A.3.8 Midpoint-Kategorie Photochemische Oxidation

Beim photochemischen Oxidationspotential geht es um die Bildung von Sommersmog, der toxisch auf Organismen wirkt und zusätzlich ein Treibhauspotential hat. Es handelt sich um ein komplexes Gemisch verschiedener Photooxidantien mit dem Hauptbestandteil Ozon. Die wichtigsten Vorläu-fersubstanzen sind Stickstoffoxide (NOx ) und flüchtige organische Verbindungen (VOC). Da der mo-

Abb. 29: Midpoint-Indikator „Klimawandel“ mit EE-Strom (CH)


torisierte Verkehr bei beiden Gruppen eine der Hauptquellen bildet, wurde in dieser Arbeit die pho-tochemische Oxidation als Kategorie für die Wirkungsabschätzung gewählt. Ihre Ergebnisse in dieser Kategorie sind in Abbildung 30 dargestellt (Einheit kg NMVOC).

Bezüglich der photochemischen Oxidation schneidet der Benzin-Smart deutlich schlechter als der Elektro-Smart ab. Sein Indikatorwert liegt 29% über dem des fabrikneuen Stromers und 69% über dem des elektrifizierten.

Die Ursache für das schlechte Ergebnis des Benziners liegt in seiner Nutzungsphase, die 77% der Ge-samtwirkung ausmacht. In dieser Phase entfaltet der Benziner eine im Vergleich zum Stromer um 84% größere schädigende Wirkung. In der Produktionsphase sind die Verhältnisse umgekehrt: Hier ist der Elektro-Smart dem Benziner klar unterlegen. Seine Wirkung bezüglich der photochemischen Oxidation übertrifft die des Benziners um 114%. Die Entsorgungsphase fällt bei keinem der drei Mo-delle nennenswert in Gewicht (Anteile zwischen 0,4 und 0,5%). In der Produktionsphase tragen beim Stromer der Antriebsstrang (48%) und beim Benziner der Glider (77%) am meisten zur Wirkung in der betrachteten Schadenskategorie bei.

Bei Grünstrombezug können die Ergebnisse der Elektroversionen natürlich noch erheblich verbessert werden, da die Ozonvorläufersubstanzen aus fossilen Kraftwerken entfallen (Abb. 31).

Abb. 30: Midpoint-Indikator „Photochemische Oxidation“ mit DE-Strom (2004)

Abb. 31: Midpoint-Indikator „Photochemische Oxidation“ mit EE-Strom (CH)


A.3.9 Midpoint-Kategorie Verbrauch von Metallen

Der Verbrauch von Metallen ist ein fester Bestandteil der Diskussionen um die Chancen und Risiken der Elektromobilität und darf daher bei der Wirkungsabschätzung nicht fehlen. In der ReCiPe Me-thode wird der Metallverbrauch durch eine Wirkungskategorie auf Midpoint-Ebene berücksichtigt. Die Ergebnisse in dieser Kategorie zeigt Abbildung 32.

Bezüglich des Metallverbrauchs liegen die untersuchten Smart-Varianten weit auseinander. Am schlechtesten schneidet der fabrikneue Elektro-Smart ab. Sein Metallverbrauch – 3,1 t Eisen-Äquiva-lente über den gesamten Lebenszyklus – liegt um 130% über dem des Benzin-Smart. Durch die e-conversion sinkt der Metallverbrach des Stromers von 3,1 t auf 2 t Eisen-Äquivalente ab, eine Reduk-tion um 34%. Der Metallverbrauch liegt jedoch auch beim konvertierten Elektro-Smart noch 52% über dem des Benziners.

Die Betrachtung der Lebenszyklusphasen zeigt, dass der Stromer bezüglich des Metallverbrauchs so-wohl in der Phase der Produktion, als auch in der Phase der Nutzung schlechter abschneidet als der Benziner. In der Produktionsphase liegt der Metallverbrauch des fabrikneuen Stromers um den Fak-tor 2,1 über dem des Benziners. Selbst bei Wegfall der Glider-Produktion verbleibt ein Mehrver-brauch von 32% gegenüber dem Benziner. Für die in Antriebsstrang und Lithium-Batterie des Stro-mers verwendeten Materialien wird also offensichtlich mit hohen Äquivalenzfaktoren gerechnet. Eine Ursache dürfte in dem hohen Kupferverbrauch von Elektroautos liegen, der rund dreimal so hoch ist wie bei einem konventionellen Fahrzeug (Helmers, 2015). Die Nutzungsphase hat bei allen drei Fahrzeugvarianten nur einen geringen Einfluss auf das Gesamtergebnis. Beim fabrikneuen Elektro-Smart liegt ihr Anteil bei 13%. Wird auf die Option e-conversion zurückgegriffen, steigt der Anteil der Nutzungsphase am Gesamtergebnis auf 19%. Den geringsten Einfluss hat die Nutzungsphase mit 7% beim Benziner.

Abschließend werden noch die Ergebnisse der Fahrzeugkomponenten betrachtet. Beim Benziner ent-spricht der Metallverbrauch der Produktion von Glider und Antriebsstrang ihren jeweiligen Anteilen am Fahrzeuggewicht (81% Glider, 19% Antriebsstrang). Beim Stromer trägt die Produktion des An-triebsstrangs überproportional zum Metallverbrauch bei. Einem Anteil von 17% am Fahrzeug stehen 56% des Metallverbrauchs gegenüber. Bei der Lithium-Batterie ist der Fall umgekehrt. Die Produktion der 151 kg schweren Batterie (17% des Fahrzeuggewichts) verursacht nur 6% des Metallverbrauchs.

Abb. 32: Midpoint-Indikator „Verbrauch von Metallen“ mit DE-Strom (2004)


A.3.10 Gegenüberstellung der Effekte bei Wechsel von konventionellem Strom (DE, 2004) auf erneuerbar generierten Strom (EE, CH)

Nach dem Austausch des Strom-Moduls (DE 2004 gegen CH) wurden die Modelle des fabrikneuen und konvertierten Stromers erneut mit der ReCiPe Methode ausgewertet. Die Ergebnisse sind in Ab-bildung 33 den bisherigen Ergebnissen der beiden strombetriebenen Smart-Varianten gegenüberge-stellt. Die Ergebnisse wurden normalisiert, als Referenz dienen die Ergebnisse des fabrikneuen Elektro-Smarts mit deutschem Strommix (2004).

Die Auswirkungen der veränderten Stromversorgung (Schweizer Mix) sind deutlich erkennbar. Durch den Einsatz von erneuerbarem Strom sinken die Wirkungen in den drei Endpoint-Kategorien beim fabrikneuen Elektro-Smart um 47 bis 56%. Beim konvertierten E-Smart fällt der Rückgang mit 57-67% noch etwas stärker aus. Die Werte des Single Score Indikators sinken beim fabrikneuen Stromer um 51% und beim elektrifizierten Stromer um 62%.

Noch deutlicher wird der Einfluss der Stromversorgung, wenn lediglich die Nutzungsphase betrachtet wird (Abb. 34).

Abb. 33: Einfluss der Strombereitstellung im gesamten Lebenszyklus


Der Vergleich der Ergebnisse legt nahe, dass die Umweltwirkungen der Elektrofahrzeuge in der Nut-zungsphase durch den Einsatz von erneuerbaren Strom stark reduziert werden können. Die Reduk-tion der Wirkung liegt in den drei Endpoint-Kategorien zwischen 89 und 93%. Der Wert des Single Score-Indikators reduziert sich um 90%. Die Ergebnisse des fabrikneuen Elektro-Smarts und des konvertierten stimmen überein, da sich die beiden Modelle nur bei Produktion und Entsorgung un-terscheiden, nicht in der Nutzungsphase.

Hier offenbar sich allerdings ein Nachteil der Ökobilanzierungs-Methode mit dem eingesetzten Pro-gramm Umberto: Es findet eine Gesamtbeurteilung der Umwelteffizienz statt, jedoch bleiben die Ur-sachen für Unterschiede im Unklaren. Zwar sind in Datenbanken wie ecoinvent tausende von hoch-wertigen Zahlen, in diesem Fall zur Toxizität hinterlegt, jedoch werden die für die modellierten Ef-fekte verantwortlichen Substanzen dem Nutzer nicht ohne weiteres offengelegt.

Abb. 34: Einfluss der Strombereitstellung während der Nutzungsphase


A.4 Literatur

H.-J. Althaus, P. de Haan, R. W. Scholz (2009). Traffic noise in LCA. Part 1: state-of-science and re-quirement profile for consistent context-sensitive integration of traffic noise in LCA. Int J Life Cycle Assess 14:560 – 570

H.-J. Althaus, M. Gauch (2010).Vergleichende Ökobilanz individueller Mobilität – Elektromobilität ver-sus konventionelle Mobilität mit Bio- und fossilen Treibstoffen, http://www.empa.ch/plugin/temp-late/empa/*/104369/---/l=1

BMWi (2014). Entwicklung der erneuerbaren Energien in Deutschland im Jahr 2013

Bundesministerium für Wirtschaft und Energie. http://www.bmwi.de/BMWi/Redaktion/PDF/A/a-gee-stat-grafiken-und-tabellen,property=pdf,bereich=bmwi2012,sprache=de,rwb=true.pdf

C. Bühlmann (2011). Accounting for EVs in EU CO2 -regulation from a Swiss perspective. Swiss Federal Office of Energy SFOE. http://www.theicct.org/sites/default/files/Switzerland.pdf

CALB (2014). CALB – Who we are, http://en.calb.cn/comm/?id-149.html

M. Cames & E. Helmers (2013). Critical evaluation of the European diesel car boom - global compari-son, environmental effects and various national strategies. Environmental Sciences Europe (ESEU) 25:15 (22 pages); http://www.enveurope.com/content/pdf/2190-4715-25-15.pdf

Daimler AG, Mercedes-Benz Cars (Hrsg.), 2012: Umweltbroschüre Smart fortwo electric drive, https://www.daimler.com/Projects/c2c/channel/documents/2243138_Umwelt-brosch__re_smart_fortwo_electric_drive.pdf

DIN Deutsches Institut für Normung (Hrsg.), 2006: Umweltmanagement – Ökobilanz – Anforderungen und Anleitungen (ISO 14044:2006), Beuth Verlag, Berlin.

R. Frischknecht, N. Jungbluth, H.-J. Althaus, G. Doka, T. Heck, S. Hellweg Stefanie, R. Hischier, T. Ne-mecek, G. Rebitzer, M. Spielmann, G. Wernet (2007). ecoinvent report No. 1 – Overview and Metho-dology, Swiss Centre for Life Cycle Inventories, Dübendorf, 2007.

M. Goedkoop, R. Heijungs, M. Huijbregts, An de Schwryver, J. Struijs, R. van Zelm (2013). ReCiPe 2008 – A life cycle impact assessment method which comprises harmonised category indicators at the mid-point and the endpoint level, Ministerie van VROM, Den Haag.

F. Habermacher (2011). Modeling Material Inventories and Environmental Impacts of Electric Passen-ger Cars, http://www.empa.ch/plugin/template/empa/*/109104/---/l=1,

T. R. Hawkins, B. Singh, G. Majeau-Bettez, A. Hammer-Stromman (2012). Supporting Information 2 for the manuscript entitled: Comparative Environmental Life Cylce Assessment of Conventional and Electric Vehicles, http://onlinelibrary.wiley.com/doi/10.1111/j.1530-9290.2012.00532.x/suppinfo

E. Helmers (2009). Partikelmessungen, Abgasgrenzwerte, Stickoxide, Toxikologie und Umweltzonen. Umweltwiss Schadst Forsch 21: 118-123


E. Helmers (2010). Bewertung der Umwelteffizienz moderner Autoantriebe - auf dem Weg vom Die-sel-PKW-Boom zu Elektroautos. Umweltwiss Schadst Forsch 22: 564-578

E. Helmers & P. Marx (2012). Electric cars: technical characteristics and environmental impacts. Envi-ronmental Sciences Europe (ESEU) 24: 14 (15 pages), http://www.enveurope.com/con-tent/pdf/2190-4715-24-14.pdf

E. Helmers (2015). Possible Resource Restrictions for the Future Large-Scale Production of Electric Cars. Springer International Publishing 2015. In: S. Hartard, W. Liebert (eds.), Competition and Conflicts on Resource Use, Natural Resource Management and Policy 46, im Druck

R. Hild (2012). Elektro-Umbau eines Smart ForTwo Gen. 1, Vortrag im Rahmen der 2. Elektromobili-tätstagung am Umwelt-Campus Birkenfeld am 05.09.2012.

R. Hild (2013). Testing a PTC-heater for a converted electric Smart ForTwo, in: Current Events, Nr. 1/2013, S. 14-17.

N. Jungblut,M. Chudacoff, A. Dauriat, F. Dinkel, G. Doka, M. Faist Emmenegger, E. Gnansounou, N. Kljun, K. Schleiss, M. Spielmann, C. Stettler, J. Sutter (2007). Ecoinvent-report No. 17 - Life Cycle In-ventories of Bioenergy, Swiss Centre for Life Cycle Inventories, Dübendorf.

M. Leuenberger, R. Frischknecht, Rolf (2010). Life Cycle Assessment of Battery Electric Vehicles and Concept Cars, http://www.esu-services.ch/fileadmin/download/leuenberger-2010-BatteryElec-tricVehicles.pdf

G. Majeau-Bettez, T. R. Hawkins, A. Hammer-Stromman (2011). Life Cycle Environmental Assessment of Lithium-Ion and Nickel Metal Hydride Batteries for Plug-In Hybrid and Battery Electric Vehicles, in: Environmental Science & Technology, Jg. 45, Nr. 10/2011, S. 548-4554.

P. Mock, U. Tietge, V. Franco, J. German, A. Bandivadekar, N. Ligterink, U. Lambrecht, Jörg Kühlwein, Iddo Riemersma (2014). From Laboratory to road. A 2014 update of official and “real-world” fuel consumption and CO2 values for passenger cars in Europe. White paper, September 2014, 60 Seiten. http://www.theicct.org/sites/default/files/publications/ICCT_LaboratoryToRoad_2014_Re-port_English.pdf

D. Notter, M. Gauch, R. Widmer, P. Wäger, A. Stamp, R. Zah, H.-J. Althaus, (2010). Supporting Infor-mation for the manuscript entitled: Contribution of Li-Ion Batteries to the Environmental Impact of Electric Vehicles, http://pubs.acs.org/doi/suppl/10.1021/es903729a,

A. Peters, C. Doll, F. Kley, P. Plötz, A. Sauer, W. Schade, A. Thielmann. M. Wietschel, C. Zanker (2012). Konzepte der Elektromobilität und deren Bedeutung für Wirtschaft, Gesellschaft und Umwelt. Ar-beitsbericht Nr. 153, Oktober 2012, 308 S. http://www.tab-beim-bundestag.de/de/pdf/publikatio-nen/berichte/TAB-Arbeitsbericht-ab153.pdf

Pillot, D., A. Legrand-Tiger, E. Thirapounho, P. Tassel, P. Perret (2014). Impacts of inadequate engine maintenance on diesel exhaust emissions. Transport Research Arena, Paris. http://www.traconfer-ence.eu/papers/pdfs/TRA2014_Fpaper_18454.pdf


T. Schäfer (2009). Batterietechnologie: Trends, Entwicklungen, Anwendungen (Vortrag). http://www.energiemetropole-leipzig.de/tl_files/Energiemetropole/Expert09/vortraege/5_Vor-trag_Schaefer_Li-Tec_Energie_Metropole%20Leipzig_Battery_Tim.pdf

Umweltbundesamt (2014). Entwicklung der spezifischen Kohlendioxid-Emissionen des deutschen Strommix in den Jahren 1990 bis 2013. 30 Seiten. http://www.umweltbundesamt.de/sites/default/fi-les/medien/376/publikationen/climate_change_23_2014_komplett.pdf

M.-A. Wolf, R. Pant, K. Chomkhamsri, S. Sala, D. Pennington (2012). The International Reference Life Cycle Data System (ILCD) Handbook. http://eplca.jrc.ec.europa.eu/uploads/JRC-Reference-Report-ILCD-Handbook-Towards-more-sustainable-production-and-consumption-for-a-resource-efficient-Europe.pdf


B. Teil B - Herstellung und Ökobilanzierung einer Motorhaube aus einem biogenen duroplastischen Verbundwerkstoff mit Naturfa-serverstärkung


Kurzfassung

Die hier beschriebenen Ergebnisse entstanden im Arbeitspaket 5 (AP 5) des Teilmoduls 8a „Ökobilan-zierung von Elektrofahrzeugen“ des Netzwerks Elektromobilität Rheinland-Pfalz.

Der Hauptfokus der Arbeit lag auf der Herstellung zweier Produktsysteme (Glas- und Naturfaser mit jeweils biogenem Harzsystem) sowie der Erstellung einer vergleichenden Ökobilanz. Als Bauteil wurde das Frontpanel des Smarts gewählt, das sowohl als Bauteil mit Glasfaser-, als auch mit Natur-faserverstärkung und jeweils biogenem Harzsystem gefertigt wurde.

Um das Ziel eine Motorhaube aus einem biogenen duroplastischen Verbundwerkstoff mit Naturfa-serverstärkung zu fertigen erreichen zu können, wurden im Vorfeld studentische Vorarbeiten geleis-tet. Hierzu zählten u.a. der Bau einer Temperbox, das Abformen der Original-Motorhaube sowie di-verse Vorversuche zur eingesetzten Herstellungstechnik. Um die Vergleichbarkeit der betrachteten Produktsysteme gewährleisten zu können, wurden die Motorhauben mit jeweils der gleichen Arbeits-technik gefertigt. Hierbei wurden die Verstärkungsfasern mit dem biogenen Harzsystem von Hand in das vorbereitete Formteil einlaminiert und im Anschluss im Vakuumsackverfahren in Form gepresst. Darauf folgte die Aushärtung der Bauteile im Temperofen.

Während der Herstellung innerhalb des Technikums der Fachhochschule Bingen, wurden kontinuier-lich Primärdaten erhoben, die in die spätere Bilanzierung einflossen. Die Ökobilanz wurden nach den normativen Vorgaben der DIN EN ISO 14040 und DIN EN ISO 14044 unter dem Ansatz Cradle to Grave („von der Wiege bis zur Bahre“) erstellt. Dieser Ansatz schließt alle Lebenszyklusphasen von der Roh-stoffgewinnung, über Herstellung, Distribution, Nutzung bis hin zur Entsorgung des betrachteten Pro-duktsystems ein. Benötigte Daten, die nicht als Primärdatensäte erhoben werden konnten, wurden aus Sekundärliteratur gewonnen, bzw. vereinzelt Annahmen getroffen.

Als funktionelle Einheit wurde 1 kg der jeweiligen Motorhaube für einen Smart, Modell Fortwo City Coupé (C450) gewählt. Als Methode der Wirkungsabschätzung wurde das Modell Impact 2002+ ge-wählt, welches die Ergebnisse der Sachbilanz über 17 Wirkungsindikatoren mit vier Schadenskatego-rien verknüpft. Die Wirkungsabschätzung wurde innerhalb der Wirkungskategorien Menschliche Ge-sundheit, Ökosystemqualität, Klimawandel und Ressourcen durchgeführt.

Die durchgeführte Bilanz zeigt, dass die größten Umweltwirkungen von der Nutzungsphase des Elekt-roautos über einen Lebenszyklus von 15 Jahren sowie von der Herstellung der jeweiligen Faser aus-gehen. Zur allgemeinen Verbesserung der Umweltwirkungen empfiehlt es sich, den hohen Verbrauch an Pestiziden, Düngemitteln und Treibstoffen zur Bestellung der Felder beim Anbau von Flachs und der Verarbeitung der Pflanzenstängel nach der Erntephase zu senken.

Die Ergebnisse der Arbeit sollten neben der Darstellung der Umweltwirkungen untermauern, dass der Einsatz von naturfaserverstärkten Systemen mit biogener Matrix durch die Leichtbauweise zu geringeren Kraftstoffverbräuchen und damit zusammenhängend zu einer Reduzierung der CO2-Emis-sionen im Straßenverkehr beitragen kann. Aus dem Ergebnis des bilanziellen Vergleichs kann jedoch insgesamt kein eindeutiger Vor- oder Nachteil für eines der beiden Produktsysteme abgeleitet wer-den.


Durch die zeitliche Begrenzung der Arbeit konnte von jedem Produktsystem nur ein Modell herge-stellt werden, so dass es sich bei beiden Motorhauben um Prototypen handelt. Zur Optimierung der mechanischen Eigenschaften sowie zur Verbesserung der allgemeinen Produkteigenschaften sind weitere Versuche zwingend erforderlich. So könnten Material- und Energieverbräuche verringert und gleichzeitig die Verbesserung der Produktsysteme angestrebt werden. Fokussiert wird u.a. eine Re-duzierung des Harzgehaltes im Produktsystem der Naturfaser und damit einhergehend die Erhöhung des Fasergehaltes im Bauteil. Hieraus resultieren die gewünschte Verringerung des Bauteilgewichts und die CO2-Einsparungen im Straßenverkehr.


B.1 Einleitung

Die hier beschriebenen Ergebnisse entstanden im Arbeitspaket 5 (AP 5) des Teilmoduls 8a „Ökobilan-zierung von Elektrofahrzeugen“ des Netzwerks Elektromobilität Rheinland-Pfalz. AP 5 hat die „werk-stoffliche Nutzung nachwachsender Rohstoffe in Elektrofahrzeugen“ unter der Maßgabe des Einsat-zes ökologische Werkstoffe für Fahrzeuge mit ökologischen Antrieben zum Ziel. Weitere Arbeitspa-kete des Teilmoduls 8a beschäftigen sich mit der Ökobilanzierung der Herstellung der Fahrzeuge (AP 3) und der Ökobilanzierung des Betriebs und Verbrauchsbilanzen (AP 4).

Der Herstellung der hier für AP 5 beispielhaft gewählten Automobilaußenhautteile aus einem bioge-nen duroplastischen Kunststoff mit Naturfaser-Verstärkung liegen komplexe Verbund-werkstoff-Ver-fahren zugrunde. Außerdem sind vertiefte Kenntnisse zu biogenen duroplastischen Matrices („Harze“), biogenen Fasern (Naturfasern) und biogenen Verbundwerkstoffen notwendig. Es lag daher nahe, die Herstellung von Bauteilen aus weitgehend biogenen Werk-stoffen (also die eigentliche Auf-gabe im AP 5) mit Beiträgen zur Ökobilanzierung, insbesondere der Herstellung dieser Bauteile unter Nutzung komplexer Herstelltechnologien zu kombinieren. Da die biogenen Verbundwerkstoffe auch zu Gewichtsvorteilen führen sollen, lag es ebenfalls nahe, Aussagen im Hinblick auf die Ökobilanzie-rung des Betriebs der Fahrzeuge zu machen.

Das AP5 beinhaltet den Bau eines prototypischen Automobilbauteils auf Basis eines biogenen duro-plastischen Harzsystems mit Naturfaserverstärkung. Gegenüber dem Stand der Technik auf diesem Gebiet bestand das Ziel der Weiterentwicklung vor allem darin, Naturfasern als Verstärkungsfasern einzuführen und mit Hilfe von Vakuumverfahren großflächige Automobilbauteile herzustellen, die auch als Außenhautteile eingesetzt werden können.

Für großflächige Automobilaußenhautteile sind biogene Thermoplaste (unverstärkt und verstärkt) zurzeit keine Alternative. Daher wurden die Arbeiten auf das bekannte und weiter zu entwickelnde Matrixsystem auf Basis epoxidierter Pflanzenöle konzentriert.

Von besonderer Bedeutung war neben der Herstellung des eigentlichen Bauteils mit der neuen Kom-bination „biogene Matrix mit Naturfaserverstärkung“ die Gewinnung von Daten zu den anderen Ar-beitspaketen des Moduls 8a, insbesondere zu dem AP 1 - Entwicklung einer Ökobilanzierungsme-thode, AP 2 - Datenbeschaffung und Aufbereitung und AP 3 - Ökobilanzierung Herstellung. Da, wie eingangs beschrieben, auch die Gewichte der Bauteile im Hinblick auf die Nutzungsphase von Belang sind, wurden auch Beiträge zu AP 4 - Ökobilanzierung Betrieb geleistet.

Der Einsatz biogener Werkstoffe als solcher ist nicht „per se“ als ökologisch überlegen einzuschätzen. Es muss über die Betrachtung des gesamten Lebenszyklus (Ökobilanzierung) der Nachweis erbracht werden, dass biogene Werkstoffe den etablierten konventionellen Werkstoffen überlegen sind. Da-her wurde in diesem Projekt einer der Schwerpunkte auf diese Thematik gelegt und die Herstellung eines Automobil-Außenhautbauteils im Rahmen einer Masterarbeit umfassend ökobilanziell analy-siert.

Eine Weiterführung der hier dargestellten Arbeiten wird angestrebt.


B.2 Arbeitsschritte und Verbrauchsmaterialien

B.2.1 Allgemeines

B.2.1.1 Beschreibung der Motorhaube

Im Rahmen des Elektromobilitätsnetzwerkes befindet sich derzeit im KFZ – Labor der Fachhochschule Bingen ein Import Smart City Coupé (später Fortwo) aus der Serienproduktion von 1997.

Unter dem Slogan „Ökologische Werkstoffe für ökologische Mobilität“ wurde innerhalb des Netzwer-kes ein Modul geschaffen, um ein Außenhautteil des vorhandenen Smarts aus einem biogenen duro-plastischen Verbundwerkstoff zu fertigen.

Als Bauteil wurde das Frontpanel des Smarts gewählt, da hier sehr eindrucksvoll die freie Gestaltung komplexer Bauteile aufgezeigt werden konnte. Die Motorhaube ist vor allem durch zahlreiche Ecken und Hinterschneidungen charakterisiert. Zusätzlich ist für die Anbringung von beispielsweise Inserts zur Befestigung oder Halterung der Nebelscheinwerfer eine Aussparung vieler kleinerer Bereiche not-wendig.

B.2.1.2 Beschreibung der Temperbox

Die im Labor verwendete Temperbox wurde von Pascal Gebhard, B.Eng. gebaut und der Fachhoch-schule Bingen für die Nutzung im Labor zur Verfügung gestellt.

B.2.2 Vorarbeiten

B.2.2.1 Abformen der Motorhaube

Das Abformen der Motorhaube wurde von Pascal Gebhard und Raphael Specht vorgenommen. Im ersten Arbeitsschritt wurden alle Lochteile, wie beispielsweise der untere Teil der Motorhaube und die Auslässe für die Nebelscheinwerfer mittels einer Formknete und Klebeband verschlossen. Um eine spätere Trennung des Bauteils vom Formteil gewährleisten zu können, wurden die schwer ent-formbaren Stellen mit Klebeband umkantet.

Im nächsten Schritt wurde die Form zuerst mittels Formenreiniger von Schmutz und eventuellen Trennmittelresten des Produktionsprozesses gesäubert, und der Formenreiniger sowie Fettreste auf der Form mit Aceton abgewaschen. Die nun gereinigte Form wurde anschließend mit Partall HiTemp Wax vorbehandelt. Hierzu wurde mittels eines flusenfreien Tuches eine dünne Schicht Wachs auf das Bauteil eingerieben.

Die aufgetragene Schicht sollte so dick sein, dass zuerst eine Mattierung der behandelten Fläche auf-tritt. Nach ca. 1 - 2 min. Einwirkzeit wurde das Wachs mit kreisenden Bewegungen einpoliert. Nach-dem das komplette Bauteil behandelt wurde, konnte nach einer Wartezeit von einer Stunde die nächste Wachsschicht aufgetragen werden. Um eine ausreichende Wachsschicht in die Oberfläche des Bauteils einzubringen, wurde dieser Vorgang weitere zwei Mal wiederholt.


Im nächsten Schritt wurde mit Hilfe eines Filmschwammes eine Schicht Polyvinylalkohol (PVA) aufge-tragen. Dieses anfangs flüssige Trennmittel bildet nach dem Ausgasen des Alkohols zwischen Laminat und Urform eine feine Schicht µm-Bereich. Nachdem die erste Lage PVA nach einer Stunde getrock-net war, wurde eine weitere Schicht aufgetragen. Im Anschluss an die Trocknung begann man mit den Vorbereitungen für die Negativform.

Hierfür wurden zwei Lagen Glasgewebe mit einem Flächengewicht von 163 g/m² zugeschnitten. Für den Kern der Negativform wurden zusätzlich 3 Lagen Gewebe mit einem Flächengewicht von 390 g/m² zugeschnitten, wobei eine der Lagen in einem 45° Versatz zugeschnitten wurde.

Das Harz-Härter System zum Formenbau stammt von der Firma R&G. Hier wurde auf ein petroche-misches, kalthärtendes System zurückgegriffen, das anschließend in der Temperbox über einen Zeit-raum von 10 Stunden bei 90 °C ausgetempert werden musste.

Für die erste Deckschicht der Negativform wurde das Harz nach Packungsanweisung verarbeitet. Zu-sätzlich wurden dem Harz Additive zugeführt, um einen Gelcoat zu erhalten, der auf eine Oberfläche mit guten Kratzfestigkeiten abzielt. Hierfür wurden nach Anweisung Thixotropiermittel sowie Alumi-niumpulver und ein blaues Färbemittel zugeführt. Das Thixotropiermittel sorgt für eine Erhöhung der Viskosität, wodurch erreicht werden kann, dass das die erste Harzschicht gute Hafteigenschaften an dem abzuformenden Bauteil besitzt. Durch den Zusatz an Aluminiumpulver wird die Kratzfestigkeit der ersten Deckschicht erhöht. Die Färbung des Harzsystems gewährleistet, dass Stellen, die nicht ausreichend mit Harz benetzt wurden, optisch schneller erkannt werden können.

Nach Benetzung des abzuformenden Bauteils mit dem Gelcoat wurde die erste 163 g/m²-Lage Glas-gewebe auf den Gelcoat aufgebracht und mit Hilfe von Einschnitten und geschnittenen Stücken an das Bauteil gelegt. Wichtig ist an dieser Stelle, dass gerade die komplexen Geometrieteile des Bau-teils, wie Nebelscheinwerfer und Kühlergrillaussparung, besonders sorgsam mit Glasgewebe drapiert wurden.

Im den nächsten Schritten wurden die restlichen Glasfasermatten mit 390 g/m² in dem Muster 90 °C / 45 °C / 90 °C verlegt und jeweils mit einem Harz-Härter Gemisch getränkt. Zur Verstärkung der kritischen Geometrieteile und um das Abformen der Geometrie zu erleichtern, wurde zudem mit ei-nem Gemisch aus Harz-Härter, gemahlenen Glasfasern und Glasfaserschnipseln beigefüttert.

Zum Abschluss wurde erneut eine 163 g/m²-Schicht Glasgewebe eingelegt und mittels Laminierrollen auf die darunter liegenden Schichten aufgewalzt. Dadurch konnte zum einen überschüssige Luft aus dem Bauteil entfernt und zum anderen eine Penetration des Harzes durch alle Glasfaserlagen geför-dert werden. Aufgrund der unterschiedlich starken Färbung der letzten Deckschicht konnten zudem ungleichmäßig getränkte Stellen innerhalb des Bauteils lokalisiert werden.

Zusätzlich zu den Geweben wurden zwei kleine Thermoelemente zwischen die ersten beiden Schich-ten in die Mitte der Form einlaminiert, um eine Möglichkeit zu schaffen, den Temperaturverlauf der Form zu einem späteren Zeitpunkt abgreifen zu können.


Tab. 5: Materialien zur Herstellung eines Motorhauben-Werkzeugs (Quelle: Eigene Darstellung)

Glasfasergewebe

163 2,4

[g/m²] [m²]

390 4,0

[g/m²] [m²]

Wachs Partall HiTemp Wax [-] Folientrennmittel Polyvinylalkohol (PVA) [-] Harz Epoxidharz auf Leinölbasis [-] Härter EPH161 [-]

Verstärkung Glasfaserschnipsel [-] Glasfaser (gemahlen) [-]

Sonstiges Thixotropiermittel [-] Aluminiumpulver [-] Färbemittel blau [-]

B.3 Beschreibung der unterschiedlichen Laminierverfahren

B.3.1 Handlaminieren

Das Handlaminierverfahren ist das älteste Verfahren zur Herstellung von duroplastischen Verbund-bauteilen. Dieses Verfahren zeichnet sich unter anderem dadurch aus, dass das Harz mit einem Pinsel oder einer Borstenrolle in das Gewebe gedrückt wird.

Innerhalb des Handlaminierverfahrens ist es möglich, beliebig viele Schichten im Faser-verbundbau-teil übereinander zu schichten und geometrisch schwierige Bauteile zu fertigen. Vor allem handelt es sich um ein Herstellungsverfahren mit niedrigen Werkzeugkosten. Durch den hohen Aufwand an Handarbeit ist es jedoch nur zur Fertigung kleiner Stückzahlen geeignet. Mit dem Handlaminierver-fahren können Fasergehalte von ca. 50 % realisiert werden.

B.3.2 Vakuumsackverfahren

Nach den üblichen Vorarbeiten, wie dem Einbringen eines Trennmittels und dem Auftragen eines Feinschichtharzes, wird das Glasfasergewebe passend zugeschnitten und in die Negativform einge-legt. Das Harz wird aufgetragen und nach dem Erreichen der gewünschten Stärke mit einer Lochfolie und einem Vlies abgedeckt. Dadurch wird der Fließvorgang beschleunigt. Als Vakuumfolie dient eine Polyethylenfolie, die an den Rändern luftdicht abgeschlossen wird. An einer umlaufenden Rinne der Form kann dann das Vakuum angesetzt werden, wodurch Luft und überschüssiges Harz abgesaugt werden. Dieses Verfahren ermöglicht eine maximale Gewichtsersparnis und gewährleistet ein gleich-mäßiges Laminat (AVK Industrievereinigung Verstärkte Kunststoffe e.V., 2010).


B.3.3 Heißpressen

Mit dem Heißpress-Verfahren lassen sich Bauteile fertigen, die auf der Innen- und Außenseite eine sehr gute Oberflächenqualität aufweisen sollen. Von Vorteil sind bei diesem Verfahren die gleichmä-ßige Temperierung und der damit einhergehende schnelle und sichere Aushärteprozess.

B.3.4 Tempern/ Autoklav

Je nach Einsatz der Bauteile muss das Tempern (Aushärten unter Zufuhr von Wärme) erfolgen. Durch den Tempervorgang kann die Glasübergangstemperatur (Tg) auf die maximale Temperaturhöhe für das entsprechende Harz gebracht werden.

Der Autoklav der Fachhochschule Bingen arbeitet im Temperatur- und Druckbereich bei bis zu 400 °C und 10 Bar. Das Tempern ist ein zeitaufwendiger, aber wichtiger Prozess. Das gesamte Bauteil muss langsam über einen Zeitraum von mehreren Stunden auf die Glasübergangstemperatur aufgeheizt werden und auf dieser Temperatur gehalten werden, um dann wieder langsam abzukühlen. Durch diesen Vorgang werden eine optimale Vernetzung des Harzes und eine maximale Wärmeformbestän-digkeit erreicht.

Ein durchschnittliches Epoxidharz kann eine Glasübergangstemperatur von maximal 115 °C erreichen (Wohlfahrt, Pilz, & Lang). Die Eigenschaften des Harzes nehmen aber ab ca. 170 °C langsam ab. Der vom Hersteller angegebene Wert ist nur bei optimaler Verarbeitung zu erreichen und daher unter Serienbedingungen nicht zu gewährleisten. Aus Sicherheitsgründen sollte immer ein Harz gewählt werden, welches eine Glasübergangstemperatur besitzt, die 20 °C über der Anwendungstemperatur liegt.


B.4 Herstellung der Motorhaube

Im Arbeitspaket 5 des Moduls 8a wurde die Herstellung eines Automobilaußenhautbauteils im Rah-men einer Masterarbeit umfassend ökobilanziell analysiert. Die Ökobilanz wurde als vergleichende Bilanz durchgeführt. Betrachtet wurden die Umwelt-wirkungen einer Motorhaube mit Glasfasern und die einer Motorhaube aus Naturfasern. Die Matrices beider Produktsysteme bestanden aus ei-nem biogenen Harzsystem auf Leinölbasis.

Für die eigentliche Herstellung der Motorhaube im Labor wurden diverse Vorversuche durchgeführt, um Werkstoffverhalten und Produktionsschritte zu studieren. Nachfolgend werden die Herstellungs-prozesse der Motorhauben beschrieben.

B.4.1 Biogene Matrix mit Glasfaserverstärkung

Grundsätzlich verlaufen die Herstellungsprozesse der Motorhaube mit Glas- und Naturfaser-verstär-kung sehr ähnlich. Unterschiede ergeben sich lediglich beim Laminieren. Im Gegensatz zum Laminie-ren der Naturfaser, bei der drei Naturfaser-Schichten (NF) einlaminiert wurden, besteht das Glasfa-serbauteil aus insgesamt fünf Glasfaser-Schichten (GF). Hierbei besitzen die Schichten unterschiedli-che Flächengewichte, die der nachstehenden Tabelle entnommen werden können:

Tab. 6: Flächengewichte Glasfaser (Quelle: (Beringer, 2013))

Schicht Flächengewicht [g/m2] Quelle

1-3 Dünn 163 Interglas 4-5 Dick 390 Interglas

Zunächst wird die Form mit Trennmittel und –wachs vorbehandelt. Die aufgetragenen Menge an Trennmittel beträgt 0,020 kg und an Trennwachs 0,025 kg. Nach dem Trocknungsvorgang wird die erste Schicht des Glasfasergewebes in die Form eingelegt und mittels Pinsel und Rolle mit dem Harz-system durchtränkt. Dieser Vorgang wiederholt sich für die Schichten 2 und 3. Die Glasfasergewebe für die Schichten 4 und 5 besitzen ein höheres Flächengewicht und bilden den Abschluss des Schicht-aufbaus. Um spätere Schleifprozesse zu minimieren, werden über die Form hinausragende Textilstü-cke abgeschnitten. Die Massen der einzelnen Gewebeschichten können der nachstehenden Tab. 7 entnommen werden.


Tab. 7: Masse Schichten Glasfaser (Quelle: (Beringer, 2013))

Schicht Masse [kg] Quelle

1 Dünn 0,181 Primär 2 Dünn 0,134 Primär 3 Dünn 0,193 Primär 4 Dick 0,517 Primär 5 Dick 0,493 Primär Masse pro Haube 1,518 Primär

Nachdem alle GF-Schichten mit dem Harzsystem durchtränkt sind, wird eine Lochfolie aufgelegt. Durch die Poren der Lochfolie kann im Vakuumpressverfahren die eingeschlossen Luft und das über-schüssige Harz aus dem Laminat entweichen und im Absaugvlies aufgefangen werden. Dieses wird dreilagig auf die Lochfolie geschichtet. Im Anschluss wird das Bauteil mit einer Vakuumfolie umhüllt und mittels Vakuumpumpe die unter der Folie eingeschlossene Luft mit einem Druck von 0,2 mbar abgesaugt.

Während des Laminierens wird die Temperbox auf die gewünschte Temperatur von 100 °C aufge-heizt. Das unter Vakuum stehende Bauteil verbleibt dort für 8 Stunden bis zur vollständigen Aushär-tung und wird im Anschluss entnommen. Nach einer kurzen Abkühlungszeit kann die Motorhaube entformt werden. Alle eingesetzten Hilfsstoffe (Loch- und Vakuumfolie, Absaugvlies und Dichtband) werden nach der Aushärtung vom Bauteil entfernt und der Entsorgung zugeführt. Um das Bauteil leichter entformen zu können, wurden sogenannte „Auswerfer“ mit in die Form einlaminiert, die mit-tels Stellschrauben den auf das Bauteil ausgeübten Druck gleichmäßig über die gesamte Fläche ver-teilen.

Insgesamt wurden für das Glasfaserbauteil 0,316 kg Harz und 1,288 kg Gewebe verwendet. Die GF-Motorhaube besitzt demnach ein Gesamtgewicht von 1,604 kg.

Innerhalb des Herstellungsprozesses wurden Primärdaten zu Energie- und Materialverbräuchen kon-tinuierlich erhoben und festgehalten.

B.4.2 Biogene Matrix mit Naturfaserverstärkung

Im ersten Schritt der Herstellung der Motorhaube mit Naturfaserverstärkung erfolgen die Entfernung der Trennschicht und deren erneutes Auftragen. Dies gewährleistet, dass sich das Bauteil beim spä-teren Entformungsprozess leichter aus der Form lösen lässt. Während der Trocknungszeit der Trenn-schicht können die verwendeten Naturfaserfilze auf die notwendige Größe zurechtgeschnitten und das Harz-Härtersystem vorbereitet werden.

Der nachstehenden Tab. 8 lässt sich das Mengenverhältnis der eingesetzten Filze entnehmen.


Tab. 8: Mengenverhältnis Naturfaserfilz (Quelle: (Beringer, 2013))

Schicht Masse [kg] Quelle

1 (Flachs) 0,346 Primär 2 (Flachs/Hanf) 0,65 Primär 3 (Flachs) 0,261 Primär Masse pro Haube 1,257 Primär

Bei den verwendeten Materialien handelt es sich um Naturprodukte: die eingesetzten Filze bestehen aus Flachs und Hanf, das Harz-Härtersystem basiert auf Leinöl. Tab. 9 enthält die Zusammensetzung des Harz-Härtersystems.

Tab. 9: Mengenverhältnis Harz-Härtersystem (Quelle: (Beringer, 2013))

Komponente Teile Quelle

Harz 114 Primär Härter 86 Primär Harz-Härtersystem 200 Primär Beschleuniger 6 Primär

Das Laminieren der Form erfolgt mittels des Handlaminierverfahrens. Nach der Aushärtung der Trennschicht wird die erste Schicht an Naturfaserfilz in die Form eingepasst und mittels Pinsel mit dem Harz-Härtersystem durchtränkt. Über die Form herausragende Filzteile werden entfernt, um den späteren Arbeitsaufwand (z. B. Schleifprozesse zur Optimierung der Form des Bauteils) zu minimie-ren. Direkt im Anschluss an das Laminieren der ersten Schicht erfolgt das Laminieren der zweiten Schicht. Das Filz, das in der zweiten Schicht verwendet wird, dient der Stabilisierung des Verbundsys-tems und besitzt daher ein Flächengewicht, das mehr als doppelt so groß ist wie das der ersten und dritten Schicht.

Tab. 10: Zusammensetzung NF-Filze (Quelle: (Beringer, 2013))

Schicht Zusammensetzung Flächengewicht [g/m2] Quelle

1 und 3 Flachs 50 %

650 Dittrich & Söhne Hanf 50 %

2 Flachs 100 % 220 Dittrich & Söhne

Die Laminierung der zweiten Schicht erfolgt nach derselben Methode wie die Laminierung der ersten Schicht. Nach der Laminierung der dritten Naturfaserschicht kann das vorbereitete Bauteil für das


verwendete Vakuumpressverfahren vorbereitet werden. Zur Vorbereitung des Vakuumsackverfah-rens zählt das Anlegen verschiedener Hilfsmaterialien. Hierbei handelt es sich um ein Absaugvlies (das dreilagig aufgebracht wird) sowie eine Lochfolie. Durch das später angelegte Vakuum drückt sich das überschüssige Harz aus den Filzen durch die Lochfolie in das Absaugvlies und wird dort aufgefan-gen. Nach dem Aufbringen aller notwendigen Hilfsmaterialien wird das Bauteil mit einer Vakuumfolie umhüllt, die durch ein Dichtband gegen von außen eindringende Luft abgedichtet wurde. Des Weite-ren werden in die Vakuumfolie sogenannte Vakuumhülsen angebracht, die dazu dienen, das Vakuum an die Form zu leiten. Während der Vorbereitung für das Vakuumpressverfahren kann die Temperbox auf die gewünschte Temperatur von 60 °C gebracht werden. Die evakuierte Form wird in die Tem-perbox eingelassen und innerhalb der Box von den 60 °C stündlich um 10 °C weiter auf die benötigte Aushärtetemperatur von 100 °C erhitzt.

Um die Aushärtung des Bauteils zu erreichen, wird das unter Vakuum stehende Bauteil nach Errei-chen der Betriebstemperatur in der Temperbox für etwa 8 Stunden verschlossen. Die Temperbox steht während dieser Zeit unter ständiger Beobachtung. Nach Ablauf der Aushärtungszeit wird das Bauteil für die Entformung vorbereitet. Hierzu zählt das kurze Abkühlen, das Entfernen der Vakuum-folie sowie der Lochfolie und des Absaugvlieses.

Insgesamt werden bei der NF-Motorhaube 0,927 kg Naturfaserfilz und 2,576 kg Harzeingesetzt. Das NF-Bauteil besitzt somit ein Gesamtgewicht von 3,503 kg.

Die Entformung wird mit Hilfe von Holzkeilen zur Verteilung der aufgewendeten Kraft bewerkstelligt. Während des Fertigungsprozesses werden die für die Ökobilanz des Bauteils erforderlichen Primär-daten kontinuierlich erhoben und festgehalten. Hierzu zählen insbesondere die Material- sowie die Energieverbräuche der Fertigung.


B.5 Ökobilanzierung

B.5.1 Kurzzusammenfassung

Im Fokus der innerhalb des Netzwerks Mobilität Rheinland-Pfalz entstandenen Ökobilanz stand der Vergleich der Umweltwirkungen der Verbundwerkstoffe zweier Motorhauben. Verglichen wurden ein Produktsystem mit Glasfaserverstärkung mit einem Produktsystem mit Naturfaserverstärkung (Flachs- und Hanffaser). Beide Produktsysteme verfügten über dieselbe biogene duroplastische Mat-rix auf der Basis von epoxidiertem Leinöl. Die Herstellung der Produktsysteme und die damit verbun-dene Primärdatenaufnahme erfolgten im Technikum der Fachhochschule Bingen im Labormaßstab.

Die Ökobilanzierung wurde gemäß den normativen Vorgaben der DIN EN ISO 14040 und DIN EN ISO 14044 durchgeführt und richtet sich nach dem Datendokumentationsformat der ISO TS 14048. Die Systemgrenzen wurden nach dem Ansatz „from cradle to grave“ („von der Wiege bis zum Grab“) festgelegt und umfassen somit alle Lebenszyklusphasen, von der Beschaffung der Rohmaterialien über die Herstellung der Produktsysteme, deren Distribution und Nutzung, bis hin zu deren Entsorgung. Als Funktionelle Einheit wurde jeweils 1 kg des hergestellten Produktsystems ge-wählt. Die Berechnung erfolgte mittels der Software Umberto NXT LCA und der darin enthaltenen Datenbank Ecoinvent. Vorrangig liegen der Berechnung Primärdaten zugrunde.

Für die Darstellung der Umweltwirkungen, welche von den betrachteten Produktsystemen ausgehen, wurde das Charakterisierungsmodell Impact 2002+ gewählt. Die darin enthaltenen Wirkungskatego-rien Menschliche Gesundheit, Ökosystemqualität, Klimawandel und Ressourcen wurden gleicherma-ßen für beide Produktsysteme bilanziert und bewertet. Aus dem Ergebnis des bilanziellen Vergleichs konnte insgesamt kein eindeutiger Vor- oder Nachteil für eines der beiden Produktsysteme abgeleitet werden.

B.5.2 Ausgangssituation

Im Vorfeld der Arbeit wurde eine Negativform für eine Smart-Motorhaube angefertigt sowie in Pro-jektarbeiten des Studienganges Biotechnologie die optimale Harz-Härter-Mischung erprobt. Beim be-trachteten Smart handelte es sich um das Modell Smart Fortwo City Coupé (C450) mit Dieselmotor, der allerdings im Zuge des Netzwerks Elektromobilität im Fahrzeuglabor der FH Bingen gegen einen Elektroantrieb ausgetauscht wurde. Im Anschluss an die Fertigung der Motorhaube soll diese auf dem Probefahrzeug montiert werden.

Die in der vorliegenden Abschlussarbeit durchgeführte Ökobilanzierung orientiert sich an den gängi-gen ISO Normen DIN EN ISO 14040 und DIN EN ISO 14044, die im Folgenden mit ISO 14040 und ISO 14044 abgekürzt werden. Eine Ökobilanz besteht grundsätzlich aus den folgenden vier Teilschritten, nach denen sich die Reihenfolge der nachfolgenden Kapitel richtet:

Festlegung von Ziel und Untersuchungsrahmen Sachbilanz Wirkungsabschätzung Auswertung


B.5.3 Festlegung von Ziel und Untersuchungsrahmen

B.5.3.1 Ziel und Zielgruppe

Innerhalb der angefertigten Abschlussarbeit sollen die Umweltwirkungen quantifiziert werden, die von der zu entwickelnden Motorhaube des Smart mit Naturfaserverstärkung im Vergleich zu einer Motorhaube mit Glasfaserverstärkung ausgehen. Die Ergebnisse der Arbeit sollten dazu beitragen, Aussagen darüber zu treffen, ob der Einsatz des auf nachwachsenden Rohstoffen basierenden Faser-verbundsystems dem Glasfasersystem in Hinblick auf die jeweilige Umweltwirkung vorzuziehen ist. Die Zielgruppe der Ökobilanz war in erster Linie das Ministerium für Wirtschaft, Klimaschutz, Energie und Landesplanung und das Ministerium des Innern, für Sport und Infrastruktur, die das Netzwerk Elektromobilität fördern.

B.5.3.2 Untersuchungsrahmen

Funktionelle Einheit

Als funktionelle Einheit wurde 1 kg der jeweiligen Motorhaube für einen Smart, Modell Fortwo City Coupé (C450) gewählt. Alle Input- und Outputströme der Bilanzierung wurden somit auf die Motor-haube mit ihren spezifischen Eigenschaften, wie Materialzusammensetzung und Masse normiert. Die Motorhaube wurde mit Hilfe eines Vakuumpressverfahrens im Labormaßstab hergestellt. Im Rahmen dieser Studie wurde das Bauteil sowohl mit Glasfaser- als auch mit Naturfaserverstärkung gefertigt. Eine Übersicht über die Materialzusammensetzung der zu vergleichenden Systeme kann der nach-stehenden Tabelle entnommen werden:

Tab. 11: Materialzusammensetzung NFK/GFK-System (Quelle: (Beringer, 2013))

Substanz NFK [Gew %] GFK [Gew. %] Harzsystem 73,5 19,7 Hanf /Flachs 26,5 - Glasfasern - 80,3 Bauteilgewicht [kg] 3,503 1,604

Produktsysteme

Die betrachteten Produktsysteme wurden gemäß dem Ansatz Cradle to Grave (von der Wiege bis zur Bahre) untersucht. Dieser Ansatz schließt sowohl die Gewinnung der Rohstoffe, als auch deren Ver-arbeitung zu Endprodukten und daran anschließend die Distribution, Nutzung und Entsorgung ein. Nicht in die Bilanzierung eingeschlossen wurden die Herstellung und Entsorgung der Infrastruktur (Maschinen, Fahrzeuge und Anlagen) sowie Materialien, deren Massenanteil am Gesamtgewicht we-niger als 1 % betragen. Weiter wurden diejenigen Prozesse von der Bilanzierung ausgeschlossen, die


für beide untersuchten Produktsysteme identisch waren. Diese Prozesse hatten keinen Einfluss auf das Endergebnis, da es sich um eine vergleichende Ökobilanz handelt und umfassten sowohl inner-betriebliche Transportvorgänge innerhalb der Herstellung der Motorhaube, als auch deren Montage und Demontage. Sowohl für das Modell mit Naturfaser wie auch für das mit Glasfaserverstärkung wurde erwartet, dass bei der Montage, Demontage und dem Transport weder unterschiedliche Stoffe aufgewendet werden müssen, noch sich der Energieeinsatz ändert. Der Untersuchungsrahmen für das GFK-Bauteil kann der nachstehenden Abbildung entnommen werden.

Der Untersuchungsrahmen für das NFK-Bauteil kann der nachstehenden Abbildung entnommen wer-den. Für die Motorhaube auf Basis der Naturfaserverstärkung mussten für die Bereitstellung der ein-gesetzten Hanf- und Flachsfasergewebe die landwirtschaftlichen Vorketten in die Systemgrenzen auf-genommen werden.

Abb. 35: Untersuchungsrahmen GFK-Bauteil (Quelle: (Beringer, 2013))


Datenquellen

Der zeitaufwendigste Schritt einer Ökobilanzierung besteht in der Aufnahme der notwendigen Daten. Gemäß dem ganzheitlichen Ansatz sollen alle relevanten Umweltwirkungen, die von dem jeweils be-trachteten Produkt ausgehen, erfasst und analysiert werden. Innerhalb der vorliegenden Arbeit wur-den die Emissionen in Luft, Wasser, Boden, der Bedarf an Rohstoffen sowie der Energiebedarf ermit-telt. Besonders im Bereich des landwirtschaftlichen Anbaus spielten der Flächenbedarf sowie die Art der Flächennutzung (konventionell, biologisch) eine große Rolle und wurden daher in die Bilanz ein-geschlossen. Die Datenkategorien Geruch, Lärm und Strahlung stehen hingegen nicht im Zusammen-hang mit dem gesetzten Ziel der Arbeit und wurden daher nicht erfasst.

Ziel einer Ökobilanz sollte immer sein, möglichst viele Daten aus Primärquellen zu beziehen. Inner-halb der vorliegenden Masterthesis gelang dies für den Fertigungsprozess der Motorhaube(n), da dieser vor Ort stattfand und unmittelbar Verbrauchsdaten von Rohstoffen und Energie ermittelt wer-den konnten. Der Fertigungsprozess verlief allerdings nur im Labormaßstab, daher konnten die erho-benen In- und Outputdaten nicht auf die Fertigungsbedingungen der industriellen Großfertigung übertragen werden.

Für die Lebenszyklusphasen der Rohmaterialienbeschaffung, der Nutzung sowie der Verwertung musste auf Sekundärdaten bzw. auf Daten und Annahmen aus der gängigen Literatur zurückgegriffen werden. Hierbei wurde darauf geachtet, dass die Daten möglichst aktuell waren und dem Stand der Technik entsprachen. Hierfür wurde der geographische Standort des Prozesses, aus dem die Daten stammen, stets mit angegeben. Dies ist deshalb so bedeutsam, da der aktuelle Stand der Technik beispielsweise in Indien ein anderer sein wird, als der in der Schweiz. Die Datenquellen inklusive der geographischen Standorte wurden mit Hilfe des Dokumentationsformats der ISO/TS 14048 erfasst.

Abb. 36: Untersuchungsrahmen NFK-Bauteil (Quelle: (Beringer, 2013))


Wichtige verwendete Datenquellen sind u. a. die in Umberto NXT LCA hinterlegte Datenbank Ecoin-vent 2.2 und 3.0, die öffentlich zugängliche Datenbank des Umweltbundesamtes Probas1, sowie die Gemis2-Datenbank.

Umgang mit Koppelprodukten und Allokationsverfahren

Um die Systeme funktionsgleich zu gestalten, ist es sinnvoll, sogenannte Äquivalenzprozesse zu er-mitteln, welche die durch die Koppelprodukte eingesparten Primärprozesse repräsentieren. Ist die Ermittlung der Äquivalenzprozesse nicht möglich (oder nicht sinnvoll), wird das sogenannte Allokati-onsverfahren angewandt. Unter Allokation versteht man die Zuordnung von In- und Outputs zu ver-schiedenen Produkten in klar definierten Prozessen. Die Zuteilung der Allokation kann nach verschie-denen Prinzipien erfolgen.

B.5.3.3 Methode der Wirkungsabschätzung

Gemäß ISO 14044 sollen die Ergebnisse der Sachbilanz unterschiedlichen Wirkungskategorien und innerhalb dieser speziellen Wirkungsindikatoren zugeteilt werden. Der Wirkungsindikator kann hier-bei an einem beliebigen Punkt zwischen den Ergebnissen der Sachbilanz und der Schadenskategorie angeordnet sein.

In diesem Kapitel wird die verwendete Methode zur Wirkungsabschätzung Impact 2002 + beschrie-ben. Es erfolgt sowohl eine Erläuterung des Hintergrundes der Methode wie auch der zugehörigen Wirkungskategorien.

Hintergrund

Innerhalb der angefertigten Abschlussarbeit erfolgte die Wirkungsabschätzung nach den Vorgaben der Methode Impact 2002 +. Die Methode wurde am École Polytechnique Fédérale de Lausanne (E-PFL) in der Schweiz entwickelt. Sie verknüpft die Ergebnisse der Sachbilanz über 17 Wirkungsindika-toren mit vier Schadenskategorien. Die Bezeichnung Wirkungsindikatoren (engl. Midpoint Catego-ries) resultiert daraus, dass sich dieser Punkt in einer intermediären Position zwischen den Ergebnis-sen der Sachbilanz und der Schadenskategorie befindet. Die Wirkungsindikatoren können mehreren Schadenskategorien zugewiesen werden.

Die Wirkungsindikatoren und Schadenskategorien können der nachstehenden Abbildung entnom-men werden. Die dargestellten durchgezogenen Pfeile symbolisieren relevante Umweltauswirkun-gen, die bekannt sind und quantitativ erfasst werden können. Gestrichelte Pfeile stehen hingegen für Umweltauswirkungen, von denen angenommen wird, dass sie existieren, die aber beispielsweise auf-grund fehlender Kenntnisse oder Doppelzählung quantitativ nicht modelliert werden können.

1 Projektorientierte Basisdaten für Umweltmanagement-Systeme 2 Globales Emissions-Modell integrierter Systeme


Die Ergebnisse innerhalb der jeweiligen Schadenskategorie resultieren aus der Multiplikation des zu-gehörigen Schadensfaktors mit den Resultaten der Sachbilanz.

In der nachstehenden Tabelle finden sich die Hauptquellen der Charakterisierungsfaktoren, Referenz-substanzen und der Schadenseinheiten, die in der Impact 2002+ Methode Anwendung finden.

Abb. 37: Schema Impact 2002+ (Quelle: (Humbert, 2012))


Tab. 12: Charakterisierungsfaktoren, Referenzsubstanzen und Schadenskategorien in Impact 2002+ (Quelle: Bearbeitet nach (Humbert, 2012))

Wirkungsindikatoren Referenzsubstanz Schadenskategorie Schadenseinheit Humantoxizität (Karzinogen und nicht-karzinogen)

[pro kg] Vinylchlorid in Luft Menschliche Gesundheit

DALY3

Wirkung auf die Atemwege (anorganisch)

[pro kg] Staub (PM410) in Luft Menschliche Gesundheit

DALY

Radioaktive Strahlung

[pro Bq] Carbon-14 in Luft Menschliche Gesundheit

DALY

Ozonschichtzerstörung [pro kg] CFC-11 in Luft Menschliche Gesundheit

DALY

Photochemisches Oxi-dantien-potential (= Wir-kung auf die Atemwege, organisch)

[pro kg] Ethen in Luft Menschliche Gesundheit

DALY

Ökosystemqualität n/a

Aquatische Ökotoxizität

[pro kg] Triethylenglykol in Wasser

Ökosystemqualität PDF5*m2*y

Terrestrische Ökotoxizität

[pro kg] Triethylenglykol in Boden

Ökosystemqualität PDF*m2*y

Terrestrische Versaue-rung/ Eutrophierung

[pro kg] Distickstoffoxid in Luft (NO2)


Aquatische Versauerung

[pro kg] Distickstoffoxid in Luft (NO2)


Aquatische Eutrophierung

[pro kg] Phosphat in Wasser Ökosystemqualität PDF*m2*y

Naturraum- beanspruchung

[m2*y6] Organisches Ackerland


Water turbined Aufnahme in m3 Ökosystemqualität PDF*m2*y

Klimawandel [pro kg] Kohlendioxid Klimawandel (Lebenserhaltungs- system)

kgCO2eq in Luft

Nicht-regenerative Energie

[pro MJ oder kg] Rohöl Ressourcen MJ

Ressourcenverbrauch [pro MJ oder kg] Eisen in Erz Ressourcen MJ

Water withdrawal Aufnahme in m3 n/a n/a

Wasserverbrauch Aufnahme in m3 Menschliche Gesundheit

DALY


Ressourcen MJ

3 DALY: Disability-Adjusted Life Years (Behinderungsbereinigtes Lebensjahr) 4 PM: Particulate Matter (Schwebstoffe) 5 PDF: Potentially Disappeared Fraction of Species (Potentiell verschwundener Anteil einer Spezies) 6 Y: Year (Jahr)


Für die Produktion der Glasfaser wird folgende Verteilung der Umweltwirkungen erwartet:

Tab. 13: Erwartete Umweltwirkung GF (Quelle: Bearbeitet nach (Dissanayake, 2011))

Klassifizierungsfaktor Rohm

ater

ial-

beha

ndlu

ng

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Wie

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Misc

hen

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Versauerung Aquatische Toxizität Eutrophierung Klimawandel Humantoxizität Abbau nicht-erneuerbarer Ressourcen Ozonabbau Photochemisches Oxidantienpotential Schlüssel Sehr hoher Effekt Geringer Effekt Kein Effekt

Der Tab. 13 kann entnommen werden, dass die Umweltwirkungen der Glasfaserproduktion haupt-sächlich in den Kategorien Klimawandel, Humantoxizität sowie innerhalb des Abbaus nicht-erneuer-barer Ressourcen hohe Effekte besitzen. Dies ist hauptsächlich auf den hohen Energieeinsatz bei der Beschaffung der Rohmaterialien sowie der Herstellung der Glasfasern (Schmelzen, Finish etc.) zurück-zuführen. In allen übrigen Kategorien wirkt sich die Glasfaserproduktion nur in geringem Maße oder gar nicht auf die Umwelt aus.

Die erwartete Verteilung der Umweltwirkung der Naturfaserproduktion (hier speziell Flachsfaser) ist in der nachstehenden Tab. 14 aufgeführt. Hier zeigt sich, dass im Gegensatz zur Glasfaserproduktion neben den Wirkungskategorien Klimawandel, Humantoxizität und dem Abbau nicht-erneuerbarer Ressourcen die Wirkungskategorien Versauerung, Aquatische Toxizität und Eutrophierung hohen Ef-fekten ausgesetzt sind. Dies lässt sich größtenteils auf den Einsatz von Dünger und Pflanzenschutz-mitteln zurückführen (Flachs benötigt im Vergleich mit anderen Bastpflanzen hohe Mengen an Agro-chemikalien).


Tab. 14: Erwartete Umweltwirkungen NF (Quelle: Bearbeitet nach (Dissanayake, 2011))

Klassifizierungsfaktor Bode

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Versauerung Aquatische Toxizität Eutrophierung Klimawandel Humantoxizität Abbau nicht-erneuerba-rer Ressourcen Ozonabbau Photochemisches Oxidantienpotential Schlüssel Sehr hoher Effekt Geringer Effekt Kein Effekt

Detaillierte Erläuterungen zu den Wirkungskategorien und der Einordnung für die Untersuchungen hier können gerne auf Anfrage zur Verfügung gestellt werden.

B.5.4 Sachbilanz

Innerhalb der Sachbilanz werden alle relevanten In- und Outputströme der beteiligten Prozesse er-fasst. Gemäß dem Ansatz „Cradle to Grave“ wird der gesamte Lebenszyklus der Motorhaube betrach-tet. Dieser wird in fünf Phasen eingeteilt:

Beschaffung der Rohmaterialien Produktion bzw. Herstellung des Produktes Distribution Nutzung Entsorgung

Eine ausführliche Darstellung der Produktsysteme, der Vorketten, der Naturfasergewinnung, der Glasfasergewinnung, der Harzkomponenten etc. kann auf Anfrage zur Verfügung gestellt werden.


B.5.5 Wirkungsabschätzung

Die in der angefertigten Arbeit durchgeführte Wirkungsabschätzung wurde mit Hilfe der Bilanzie-rungssoftware Umberto NXT LCA vorgenommen. Die im nachfolgenden Kapitel aufgeführten Wir-kungs- und Schadenskategorien stammen aus dem Charakterisierungsmodell Impact 2002+.

B.5.5.1 Einführung

Auf Grundlage der in der Sachbilanz erhobenen Datensätze wird im nachfolgenden Kapitel die Wir-kungsabschätzung mit Hilfe der Impact 2002+ -Methode vorgenommen. Zunächst erfolgt die Darstel-lung der nicht-normierten und ungewichteten Ergebnisse der Schadenskategorien Menschliche Ge-sundheit, Ökosystem Qualität, Klimawandel und Ressourcen. Die Umweltwirkungen der Schadenska-tegorien werden einander in Form von Säulendiagrammen gegenübergestellt. Die dargestellten Werte enthalten bereits die Gutschriften aus den Äquivalenzprozessen der Entsorgungsphase durch die Substitution von Sand und Hausmüll.

B.5.5.2 Menschliche Gesundheit

Die Kategorie Menschliche Gesundheit wird in die Unterkategorien

Humantoxizität Wirkung auf die Atemwege (organisch und anorganisch) Radioaktive Strahlung Ozonschichtzerstörung Photochemisches Oxidantienpotential Wasserverbrauch

unterteilt. Die Ergebnisse für diese Wirkungskategorie sind in der nachfolgenden Abbildung darge-stellt. Die Schadenskategorien Ozonschichtzerstörung, Particulate Matter (PM10) und Photochemi-sches Oxidantienpotential sind aus der Darstellung ausgeschlossen, da die ermittelten Werte inner-halb der Skalierung nicht darstellbar sind.


Abbildung 38 zeigt deutlich den Einfluss der Radioaktiven Strahlung auf das Ergebnis. Hier schnitt das Produktsystem Glasfaser im Vergleich mit dem Produktsystem Naturfaser minimal schlechter ab. In-nerhalb der Schadenskategorie Humantoxizität zeigt sich im direkten Vergleich, dass das Produktsys-tem Naturfaser in geringem Maße schlechtere Werte aufweist, als das Produktsystem Glasfaser. Bei der Gegenüberstellung des Wasserverbrauchs ergaben sich keine Unterschiede zwischen beiden be-trachteten Produktsystemen.

Alle Ergebnisse der Wirkungskategorie Menschliche Gesundheit können der nachfolgenden Tabelle entnommen werden.

Tab. 15: Ergebnisse der Wirkungskategorie Menschliche Gesundheit (Quelle: (Beringer, 2013))

Menschliche Gesundheit Einheit NFK GFK Human Toxicity [kg 1,4-DCB-Eq] 0,6800 0,640 Ionising Radiation [kg U235-Eq] 6,850 6,860 Ozone Depletion [kg CFC-11-Eq] 0,000000 0,000484 Particulate Matter Formation [kg PM10-Eq] 0,009 0,009 Photochemical Oxidant Formation

[kg NMVOC] 0,009 0,009

Water Depletion [m3] 0,130 0,130

Abb. 38: Ergebnisse der Wirkungskategorie Menschliche Gesundheit (Quelle: (Beringer, 2013))


B.5.5.3 Ökosystem-Qualität

Die Wirkungskategorie Ökosystem Qualität beinhaltet die folgenden Schadenskategorien:

Aquatische und terrestrische Ökotoxizität, Terrestrische Versauerung, Frischwasser Ökotoxizität Frischwasser- und aquatische Eutrophierung Naturraumbeanspruchung und Wasserverbrauch

Innerhalb der Wirkungskategorie Ökosystem Qualität ergaben sich keine signifikanten Unterschiede innerhalb der Umweltwirkungen der Produktsysteme Glasfaser und Naturfaser.

Die Basisdaten können der nachstehenden Tabelle entnommen werden.

Abb. 39: Ergebnisse der Wirkungskategorie Ökosystem Qualität (Quelle: (Beringer, 2013))


Tab. 16: Ergebnisse der Wirkungskategorie Ökosystem Qualität (Quelle: (Beringer, 2013))

Ökosystem Qualität Einheit NFK GFK Agricultural Land Occupation [m2a] 0,080 0,080 Freshwater Ecotoxicity [kg 1,4-DCB-Eq] 0,002 0,002 Freshwater Eutrophication [kg P-Eq] 0,001 0,001 Marine Ecotoxicity [kg 1,4-DCB-Eq] 0,020 0,020 Marine Eutrophication [kg N-Eq] 0,003 0,003 Natural Land Transformation [m2] 0,001 0,001 Terrestrial Acidification [kg SO2-Eq] 0,020 0,020 Terrestrial Ecotoxicity [kg 1,4-DCB-Eq] 0,002 0,002 Urban Land Occupation [m2a] 0,020 0,020 Water Depletion [m3] 0,130 0,130

B.5.5.4 Klimawandel

Die Wirkungskategorie Klimawandel bezieht sich auf das Treibhausgaspotential bzw. das Global War-ming Potential (GWP). Die Einheit für diese Kategorie ist kgCO2eq.

Die Umweltwirkungen innerhalb dieser Kategorie sind in Abbildung 40 dargestellt.

Innerhalb der Wirkungskategorie Klimawandel zeigte sich, dass das Produktsystem Glasfaser gering-fügig weniger Einfluss auf die Umwelt besitzt als das Produktsystem Naturfaser. Die Datengrundlage kann der nachstehenden Tabelle entnommen werden.

Abb. 40: Ergebnisse der Wirkungskategorie Klimawandel (Quelle: (Beringer, 2013))


Tab. 17: Ergebnisse der Wirkungskategorie Klimawandel (Quelle: (Beringer, 2013))

Klimawandel Einheit NFK GFK Climate Change [kg CO2eq] 3,760 3,640

B.5.5.5 Ressourcen

Die Wirkungskategorie Ressourcen unterteilt sich in die Schadenskategorien

Nicht-regenerative Energie Ressourcenverbrauch

Die Ergebnisse der Wirkungsabschätzung für diese Wirkungskategorie können der nachfolgenden Ab-bildung entnommen werden.

Auch innerhalb der Wirkungskategorie Ressourcen erwiesen sich das Produktsystem Glasfaser, ver-glichen mit dem Produktsystem Naturfaser, als „umweltfreundlicher“. Die Basisdaten für Abb. 41 sind in Tab. 18 aufgeführt.

Tab. 18: Ergebnisse der Wirkungskategorie Ressourcen (Quelle: (Beringer, 2013))

Ressourcen Einheit NFK GFK Fossil Depletion [kg Oil-Eq] 1,110 1,070 Metal Depletion [kg Fe-Eq] 0,660 0,650

B.5.5.6 Impact 2002+

Die Ergebnisse der Wirkungskategorien Menschliche Gesundheit, Ökosystem Qualität, Klimawandel und Ressourcen sind nachstehend abgebildet:

Abb. 41: Ergebnisse der Wirkungskategorie Ressourcen (Quelle: (Beringer, 2013))


Abb. 42: Ergebnisse Glasfaser vs. Naturfaser (Quelle: (Beringer, 2013))


Die Datengrundlage kann der nachstehenden Tab. 19 entnommen werden, die alle im Impact 2002+-Charakterisierungsmodell verwendeten Schadensfaktoren enthält. Die Ergebnisse sind hierbei auf die funktionelle Einheit von 1 kg Motorhaube normiert.

Tab. 19: Ergebnisse Glasfaser vs. Naturfaser (Quelle: (Beringer, 2013))

Schadens- kategorien

Ergebnis NFK be-zo-gen auf 3,503 kg

ErgebnisNFK be-zogen auf 1 kg

ErgebnisGFK be-zo-gen auf 1,604 kg

Ergebnis GFK bezogen auf 1 kg

Einheit

Agricultural Land Occupation 0,300 0,080 0,130 0,080 m2a Climate C Change 13,16 3,760 5,840 3,640 kg CO2-EqFossil Depletion 3,880 1,110 1,710 1,070 kg Oil-EqFreshwater Ecotoxicity 0,009 0,002 0,0026 0,002 kg 1,4-DCB-EqFreshwater Eutrophication 0,002 0,001 0,0010 0,001 kg P-EqHuman Toxicity 2,390 0,6800 1,030 0,640 kg 1,4-DCB-EqIonising Radiation 23,99 6,850 11,00 6,860 kg U235-EqMarine Ecotoxicity 0,060 0,020 0,030 0,020 kg 1,4-DCB-EqMarine Eutrophication 0,009 0,003 0,004 0,003 kg N-EqMetal Depletion 2,310 0,660 1,040 0,650 kg Fe-EqNatural Land Transformation 0,002 0,001 0,001 0,001 m2 Ozone Depletion 0,000002 0,000000 0,000001 0,000484 kg CFC-11-EqParticulate Matter Formation 0,030 0,009 0,0100 0,009 kg PM10-EqPhotochemical Oxidant Formation 0,030 0,009 0,0100 0,009 kg NMVOCTerrestrial Acidification 0,060 0,020 0,0300 0,020 kg SO2-EqTerrestrial Ecotoxicity 0,008 0,002 0,0035 0,002 kg 1,4-DCB-EqUrban Land Occupation 0,070 0,020 0,0300 0,020 m2a Water Depletion 0,450 0,130 0,2100 0,130 m3


B.5.6 Auswertung

B.5.6.1 Einschränkungen

Die Durchführung der Ökobilanz unterlag einigen Einschränkungen, die größtenteils durch die ver-fügbare Datenmenge verursacht wurde. Die auftretenden Datenlücken wurden durch Annahmen aus einschlägiger Fachliteratur geschlossen, um einerseits zum besseren Verständnis der Studie beizutra-gen, andererseits um Komplikationen innerhalb der Datensätze zu vermeiden.

Für einige Datensätze konnten keine genauen geographischen Daten ermittelt werden. Daher bezie-hen sich die verwendeten Datensätze überwiegend auf in Deutschland oder Gesamteuropa ermit-telte Daten durch die Industrie.

Innerhalb der Anbauphase der verwendeten Pflanzenfasern ergeben sich je nach Ort des Anbaus (selbst innerhalb eines Landes) durch die variierende Bodenqualität unterschiedliche Anforderungen an die Bodenbearbeitung (Dünger, Pestizide, Wasserverbrauch etc.). Über die Bodenqualität konnten keine Daten ermittelt werden. Daher wird angenommen, dass die Bodenqualität durch die Bearbei-tung des Bodens und den Anbau der Flachs- und Hanffasern nicht beeinträchtigt wurde.

Eine belastbare Datengrundlage für die Umweltwirkungen, die vom Anbau von Hanf ausgehen, konnte nicht gefunden werden. Zwar werden zum jetzigen Zeitpunkt Studien durch Institute wie He-ger Hulda durchgeführt, die sich mit der Ermittlung von Umweltwirkungen aus dem Hanfanbau be-schäftigen, die Weitergabe der Daten konnte jedoch aufgrund von Geheimhaltungs-vereinbarungen zwischen den Instituten und deren Auftraggebern nicht erfolgen. Aus diesem Grund wurde die Da-tengrundlage des Flachsfaseranbaus modifiziert, so dass diese für den Anbau von Hanf übernommen werden konnte. Dies betrifft vor allem den Einsatz von Pflanzenschutz-mitteln und vorgenommene Düngemaßnahmen.

Der Energieverbrauch für die Herstellung des agrarwirtschaftlichen Fuhrparks, die Produktion des Saatguts, dessen Transport und Lagerung sowie die benötigte „Man-power“ liegt nicht innerhalb der Systemgrenzen und wird daher nicht in die Bilanzierung eingeschlossen. Die Beregnung der agrar-wirtschaftlichen Fläche wird ebenfalls nicht betrachtet, da angenommen wird, dass die Pflanzen un-ter Normalbedingungen angebaut werden, so dass eine Bewässerung nicht erforderlich ist. Die Her-stellung der beiden Produktsysteme erfolgte innerhalb des Technikums der Fachhochschule Bingen unter Laborbedingungen und ist somit nicht mit der Fertigung innerhalb der Industrie vergleichbar. Hierbei ist besonders die Zeitspanne zu erwähnen, in der ein Bauteil gefertigt werden kann. Diese ist innerhalb des Labormaßstabs höher wie bei einem Industriebetrieb. Die verringerte Zykluszeit wirkt sich ebenfalls auf den Energieverbrauch der Herstellung aus. So können beispielsweise während des Tempervorgangs in der Industrie Zeit und Energie allein dadurch gespart werden, dass der Temper-ofen nicht erst auf die gewünschte Betriebstemperatur von durchschnittlich 100 °C gebracht werden muss, sondern diese bereits eingestellt ist.

Weiter ist der Temperofen für die Herstellung der Motorhauben überdimensioniert, so dass mehr Zeit und Energie benötigt wird, um diesen auf die gewünschte Betriebstemperatur zu bringen. Zudem treten hier Wärmeverluste auf, die mittels einer Wärmebildkamera festgehalten wurden (siehe Abb. 44).


Mit Hilfe der in dieser Abschlussarbeit vorgenommenen Modellierung eines Industrieprozesses zeigt sich, dass bei Betrieb des Temperofen auf Betriebstemperatur sowohl eine Zeitersparnis von 3 Stun-den, als auch eine Gesamtenergieeinsparung von 15 kWh erreicht werden können (Tab. 20).

Tab. 20: Modellierung Industrieprozess (Quelle: (Beringer, 2013))

Uhrzeit Zählerstand [kW/h] Temperatur [°C] Verbrauch [kWh] Verbrauch [kWh]12:30 1.853,6 101,3 °C 0 0 13:00 1.856 101,7 °C 2,4 2,4 13:30 1.858,4 102,2 °C 2,4 4,8 14:00 1.860,6 101,8 °C 2,2 7 14:30 1.862,8 101,0 °C 2,2 9,2 15:00 1.864,6 101,1 °C 1,8 11 15:40 1.867,8 102,2 °C 3,2 14,2 16:00 1.869,3 102,1 °C 1,5 15,7 16:30

Werte von 12 bis 16 Uhr für die weiteren 4 Std. tempern an-ge-nommen, da Dreh-stromzähler wieder zurück-gebaut wer-den musste

101,3 °C 2,1 17,8 17:00 101,7 °C 2,4 20,2 17:30 102,2 °C 2,4 22,6 18:00 101,8 °C 2,2 24,8 18:30 101,0 °C 2,2 27 19:00 101,1 °C 1,8 28,8 19:30 102,2 °C 3,2 32 20:00 102,1 °C 1,5 33,5 Akkumulierter Verbrauch im Labor 48,5 Eingesparter Verbrauch 15

Die Wärmeverluste, die während des Betriebs des Temperofens entstehen, liegen im Höchstbereich bei etwa 71 °C. Die nachstehende Abbildung zeigt deutlich, dass die Wärmeverluste hauptsächlich an den oberen Kanten des Temperofens auftreten. Dies weist auf eine ungleichmäßige Wärmeverteilung in der Box hin. In der Mitte der Temperbox scheinen deutlich die Wärmestrahler durch die Isolierung. Der Boden der Temperbox wärmt kaum auf, was darin begründet ist, dass der Boden nicht isoliert wurde. Eine Verbesserung der Isolierung der Temperbox sowie die Fertigung einer Bodenverkleidung sollten demnach innerhalb der Fortführung der Versuche an der FH Bingen vorgenommen werden.


Innerhalb der Nutzungsphase soll die Motorhaube auf einen Smart montiert und über dessen Lebens-zyklus genutzt werden. Das Modell, welches innerhalb dieser Ökobilanz eine Rolle spielt, wurde in-nerhalb des Fahrzeuglabors der Fachhochschule Bingen umgebaut und mit einem Elektroantrieb ver-sehen.

Beim eingesetzten Akkumulator handelt es sich um einen Blei-Akku. Für die Modellierung mittels Umberto NXT LCA konnten innerhalb der betrachteten Wirkungskategorie für diese Form der Batterie keine belastbaren Daten erhoben werden. Aus diesem Grund wird die Batterie innerhalb der Model-lierung durch eine LiMn2O4-Batterie ersetzt und die Datengrundlage der Datenbank Ecoinvent ent-nommen. Die Auswahl einer Lithium-Batterie wurde aufgrund der Tatsache getroffen, dass aktuelle Modelle des Smart Fortwo City Coupé (C450) mit einem Li-Ionen Akku versehen sind (Autobild, 2009)

Für die Nutzungsphase wurde davon ausgegangen, dass die Motorhauben die geforderten Automo-biltests7 bestanden haben und für den Straßenverkehr zugelassen wurden.

B.5.6.2 Signifikante Parameter und Beurteilung der Ergebnisse

Die durchgeführte Ökobilanz weist nur wenige signifikante Parameter auf. Vergleicht man das Pro-duktsystem der Glasfaser-Motorhaube mit dem der Naturfaser-Motorhaube, zeigt sich, dass nur in wenigen Schadenskategorien Unterschiede in der Umweltwirkung ermittelt werden konnten. Eine dieser Schadenskategorien ist die Radioaktive Strahlung innerhalb der Wirkungskategorie Menschli-che Gesundheit. Wie die nachstehende Abbildung zeigt, wird der Wert maßgeblich durch die Batterie des Elektroautos und den Energieeinsatz innerhalb der Filz- und Gewebeherstellung beeinflusst.

7 European New Car Assessment Program (NCAP)

Abb. 44: Wärmeverluste Temperofen (Quelle: (Beringer, 2013))


Abb. 45: Ergebnisse Radioaktive Strahlung GF (Quelle: (Beringer, 2013))


Eine annähernd gleiche Verteilung zeigt sich für das Produktsystem Naturfaser-Motorhaube:

Weitere Unterschiede ergeben sich in der Kategorie Klimawandel. Hier zeigt sich ebenfalls, dass die Kategorie maßgeblich durch den Einsatz des Elektroautos beeinflusst wird. Dieser schlägt im Produkt-system Glasfaser mit 3,625 kgCO2eq zu Buche.

Abb. 46: Ergebnisse Radioaktive Strahlung NF (Quelle: (Beringer, 2013))


Innerhalb des Produktsystems Naturfaser zeigt sich ebenfalls der Einfluss der Nutzung des Elektroau-tos. Darüber hinaus fällt auf, dass die Filzherstellung sehr viel höhere CO2e-Emissionen aufweist als das Glasfasersystem. Dieser Umstand ist unter anderem darin begründet, dass innerhalb der Filzher-stellung der pflanzliche Anbau, inklusive der Emissionen aus der Bestellung der Ackerfläche und die Herstellung der Dünger und Pflanzenschutzmittel, innerhalb der Systemgrenzen liegen.

Abb. 47: Ergebnisse Klimawandel GF (Quelle: (Beringer, 2013))


Hieraus lässt sich der höhere Verbrauch fossiler Ressourcen und Mineralien ableiten: Zwar werden für die Herstellung der Glasfaser ebenfalls große Mengen an Mineralien abgebaut, der Einsatz von Dünger und Pestiziden, gerade im Flachsanbau des Produktsystems Naturfaser, nehmen jedoch einen höheren Einfluss auf die Wirkungskategorie Klimawandel im Produktsystem Glasfaser. Der Energie-einsatz für das Mischen des Harzsystems und das Tempern fallen in beiden Produkt-systemen inner-halb der Wirkungskategorie Klimawandel kaum ins Gewicht.

B.5.6.3 Schlussfolgerungen und Empfehlungen

Die größten Umweltwirkungen gehen von der Nutzungsphase des Elektroautos über einen Lebens-zyklus von 15 Jahren sowie von der Herstellung der jeweiligen Faser aus. Um die Umweltwirkungen senken zu können, empfiehlt sich an diesen Stellen anzusetzen und umweltverträglichere Konzepte einzuführen.

Zur Verbesserung der Umweltwirkungen im Agrarbereich sollte der hohe Einsatz an Pestiziden und Düngemitteln beim Anbau von Flachs im Fokus stehen. Nicht zu vernachlässigen ist zudem der hohe

Abb. 48: Ergebnisse Klimawandel NF (Quelle: (Beringer, 2013))


Verbrauch an Treibstoffen zur Bestellung der Felder und die Verarbeitung der Pflanzenstängel nach der Erntephase. Denkbar wären hier Methoden zur Bestellung, bei denen das Pflügen zur Vorberei-tung des Feldbodens nicht zwingend erforderlich ist. Diese no-till-Methode wirkt sich erwiesenerma-ßen nicht auf den Ernteertrag aus (Dissanayake, 2011). Weiter ist es sinnvoll, vor dem Einsatz von Pflanzenschutzmitteln und Düngern eine Beprobung des Bodens durchzuführen. Das Ergebnis gibt Aufschluss über die Bodenqualität sowie den Nährstoffhaushalt. Hieran kann schließlich die benö-tigte Menge an PSM und Dünger angepasst werden.

Die Batterie, mit der in dieser Arbeit das Elektroauto angetrieben wird, ist eine LiMn2O4-Batterie. Die Eidgenössische Materialprüfungs- und Forschungsanstalt (EMPA) in St. Gallen stellte 2010 Untersu-chungen an, um die Umweltwirkungen von Lithium-Ionen Batterien für Elektroautos beurteilen zu können. Hierbei ergab sich, dass nicht die Herstellung oder Entsorgung der Batterie die Umwelt am meisten belasten, sondern deren Betrieb unter der Nutzung nicht-erneuerbarer Energien. Innerhalb dieser Arbeit wird für die Bilanzierung beider Produktsysteme davon ausgegangen, dass das Elektro-auto über seinen Lebenszyklus von 15 Jahren mit Strom aus dem deutschen Stromnetz betrieben wird. An dieser Stelle informiert die Studie darüber, dass bereits bei einer Fahrleistung von 150.000 km (in der hier durchgeführten Bilanzierung bewältigt das Fahrzeug in 15 Jahren 280.395 km) der Betrieb der Batterie unter Verwendung von konventionellem Strom die Umwelt dreimal so stark belasten würde, wie deren Herstellung und Entsorgung (Greenmotorsblog - Auf dem Weg zu nachhaltigen Automobilen, 2010). Im Fokus sollte daher die verstärkte Nutzung erneuerbarer Energie für den Antrieb von Elektrofahrzeugen stehen.

In einer Leitstudie des Bundesumweltministeriums wird herausgestellt, dass im Jahr 2020 etwa 1 Mil-lion Elektrofahrzeuge genutzt werden und hiermit ein Stromverbrauch von 1,82 Milliarden kWh ver-bunden ist. Demgegenüber steht die Prognose einer Bereitstellung von 211 Milliarden kWh Strom aus erneuerbaren Energien (siehe Abb. 49) (Agentur für Erneuerbare Energien, 2009).


Der Prognose zufolge kann der Strombedarf an Erneuerbaren Energien zum Antrieb von Elektroautos mehr als gedeckt werden und macht somit den Einsatz von konventionellem Strom überflüssig.

Abb. 49: Bedarf von Strom aus Erneuerbaren Energien (Quelle: (Agentur für Erneuerbare Energien, 2009))


B.6 Fazit und Ausblick

Der Einsatz von Verbundwerkstoffen in der Automobilindustrie gewinnt immer mehr an Bedeutung. Fokussiert werden hier nicht nur herkömmliche Einsatzstoffe wie Glasfasern und Kohlestofffasern, sondern auch erneuerbare Ressourcen wie Naturfasern. Die durchgeführte Masterarbeit stellte die Umweltwirkungen eines herkömmlichen Einsatzstoffes einer biogenen Verstärkungsfaser gegen-über. Um die Umweltwirkung beider Produktsysteme darüber hinaus verbessern zu können, wurde auf eine petrochemische Matrix verzichtet, und stattdessen ein Harzsystem auf biogener Basis ein-gesetzt.

Die Ergebnisse der Arbeit sollten neben der Darstellung der Umweltwirkungen untermauern, dass der Einsatz von naturfaserverstärkten Systemen mit biogener Matrix durch die Leichtbauweise zu geringeren Kraftstoffverbräuchen und damit zusammenhängend zu einer Reduzierung der CO2-Emis-sionen im Straßenverkehr beitragen kann. Dies konnte innerhalb dieser Arbeit nicht bewiesen wer-den. Durch die zeitliche Begrenzung der Arbeit konnte von jedem Produktsystem nur ein Modell her-gestellt werden, so dass es sich bei beiden Motorhauben um Prototypen handelt. Zur Optimierung der mechanischen Eigenschaften sowie zur Verbesserung der allgemeinen Produkteigenschaften sind weitere Versuche zwingend erforderlich. So könnten Material- und Energieverbräuche verringert und gleichzeitig die Verbesserung der Produktsysteme angestrebt werden. Fokussiert wird unter ande-rem eine Reduzierung des Harzgehaltes im Produktsystem der Naturfaser und damit einhergehend die Erhöhung des Fasergehaltes im Bauteil. Hieraus resultieren die gewünschte Verringerung des Bau-teilgewichts und die CO2-Einsparungen im Straßenverkehr.

Von weiterem Interesse sind tatsächlich durchgeführte Automobiltests zur Validierung der Ver-kehrstauglichkeit beider Bauteile. In diesem Zusammenhang ist besonders das European New Car Assessment Program (NCAP) zu nennen, welches neben Tests für Frontal- und Seitenaufprall auch Prüfungen zum Kinder- und Fußgängerschutz durchführt.

Vor dem Hintergrund der Richtlinie 2000/53/EG („end-of-life-vehicles-Direktive“, deutsche Umset-zung Altautoverordnung) muss die Automobilindustrie bereits innerhalb der Planungsphase ihrer Au-tomobile Konzepte zu deren Entsorgungsmöglichkeiten entwickeln und sich einen Überblick über die Umweltwirkungen ihrer Produkte verschaffen. Hierzu zählt unter anderem die Betrachtung der Nut-zungsphase, in der die Leichtbauweise und die damit verbundenen Emissionseinsparungen im Stra-ßenverkehr im Fokus stehen. So kündigte der VW Konzern im März 2013 die Serienfertigung des XL1 an: ein 1-Liter Auto, dessen Karosserie und Monocoque mittels RTM-Verfahren aus CFK gefertigt wurde und die lediglich ein Gewicht von 230 kg aufweist (Volkswagen AG, 2013)

Die Altautoverordnung schreibt vor, dass Fahrzeuge ab dem Baujahr 2015 zu mindestens 85 % stoff-lich wiederverwertet werden müssen. Bis zu 10 % dürfen energetisch verwertet werden, nur noch maximal 5 % deponiert werden, wobei bestimmte Stoffgruppen wie Glasfaserverstärkte Kunststoffe ausgeschlossen sind. Naturfaserverstärkten Verbundwerkstoffe mit biogener Matrix besitzen nicht nur das gewünschte Leichtbaupotential, sondern darüber hinaus einen hohen Heizwert und eignen sich daher besonders zur energetischen Verwertung am Ende ihres Lebenszyklus.


B.7 Literaturverzeichnis

Agentur für Erneuerbare Energien. (19. August 2009). Erneuerbare Energien decken Strombedarf für Elektroautos. Abgerufen am 17. Juni 2013 von http://www.unendlich-viel-energie.de/de/verkehr/detailansicht/article/127/erneuerbare-energien-decken-strombedarf-fuer-elektroautos.html

Autobild. (15. Dezember 2009). So fährt der Elektro-Smart. Abgerufen am 17. Juni 2013 von http://www.autobild.de/artikel/smart-electric-drive-1024301.html

AVK Industrievereinigung Verstärkte Kunststoffe e.V. (2010). Handbuch Faserverbundkunststoffe. Wiesbaden: Viewig+Teubner GWV Fachverlage GmbH.

Beringer, F. (2013). Ökobilanzierung einer Motorhaube aus einem biogenen Verbundwerkstoff mit Naturfaserverstärkung. Bingen am Rhein.

Bollin, E., & Oehler, H. (2007). Energietechnik - Systeme zur Energieumwandlung: Kompaktwissen für Studium und Beruf. Wiesbaden: Vieweg.

Brand, U. (2012). Motorhaube aus Naturfaser. Bingen am Rhein, Rheinland-Pfalz, Deutschland.

Brand, U. (2013). Aufbau der Temperbox. Bingen am Rhein, Rheinland-Pfalz, Deutschland.

Brand, U. (2013). Stromverbrauch Temperbox. Bingen am Rhein, Rheinland-Pfalz, Deutschland.

Brand, U. (2013). Vakuumsackverfahren. Bingen am Rhein, Rheinland-Pfalz, Deutschland.

Brand, Urs. (2013). Motorhaube aus Glasfaser. Bingen am Rhein, Rheinland-Pfalz, Deutschland.

Bundesverband WindEnergie (BWE). (2012April). A bis Z - Fakten zur Windenergie. Abgerufen am 27. Mai 2013 von www.wind-energie.de/sites/default/files/download/publication/z-fakten-zur-windenergie/bwe_abisz_10-2012low.pdf

Core Writing Team: Pachauri, R., & Reisinger, A. (2007). IPCC 2007: Climate Change 2007: Synthesis Report Contribution of Working Groups I,II and III to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Geneva, Switzerland: IPCC.

Dissanayake, N. P. (2011). Life Cycle Assessment of Flax Fibres for the Reinforcement of Polymer Matrix Composites, Diss. Plymouth: School of Marine Science and Engineering, Faculty of Science and Technology.

Fachagentur Nachwachsende Rohstoffe e.V. (FNR). (2008). Gülzower Fachgespräche - Studie zur Markt- und Konkurrenzsituation bei Natufasern und Naturfaserwerkstoffen (Deutschland und EU) (Bd. 26). (F. N. (FNR), Hrsg.) Gülzow.

Fachagentur Nachwachsende Rohstoffe e.V. (FNR). (2012). Pflanzen für Industrie und Energie. Gülzow.


Greenmotorsblog - Auf dem Weg zu nachhaltigen Automobilen. (29. August 2010). Umweltbilanz von Lithium-Ionen-Akkus: Gar nicht mal so schlecht. Abgerufen am 14. Juni 2013 von http://www.greenmotorsblog.de/e-mobility/umweltbilanz-von-lithium-ionen-akkus-%E2%80%93-gar-nicht-mal-so-schlecht/2280/

Günther, E. (kein Datum). Gablers Wirtschaftslexikon: Eco-Indicator 99. Abgerufen am 26. April 2013 von http://wirtschaftslexikon.gabler.de/Archiv/222020/eco-indicator-99-v6.html

Holcim (Deutschland) AG. (2007). Geocycle Deutschland: Ihr Partner für nachhaltige Entsorgungslösungen. Abgerufen am 08. Mai 2013 von www.holcim.de/uploads/DE/GEOCYCLE_FLYER_WEB.pdf

Humbert, S. (01. November 2012). Impact 2002+: User Guide. Abgerufen am 03. April 2013 von http://www.quantis-intl.com/pdf/IMPACT2002_UserGuide_for_vQ2.21.pdf

Ifeu Heidelberg. (2009). Abwrackprämie und Umwelt - Eine erste Bilanz. Heidelberg.

Morasch, A., Prievitzer, J., & Baier, H. (29. September 2011). TU München-Lehrstuhl für Leichtbau: Zur ganzheitlichen Bewertung von Werkstoffen am Beispiel von naturfaserverstärkten und glasfaserverstärkten Kunststoffen. Abgerufen am 15. April 2013 von http://llb.mw.tum.de/download/papers/abstracts/2011_morasch_dglr.pdf

Schauernheim, V.-W. D. (15. Februar 2013). Zusammensetzung Deutscher Strommix.

Tottle, C. (1984). An Encyclopedia of Metallurgy and Materials. Plymouth: Macdonald and Evans.

Volkswagen AG. (März 2013). Der XL1 - Hintergrundbericht. Abgerufen am 17. Juni 2013 von http://www.volkswagen.de/content/medialib/vwd4/de/Volkswagen/Nachhaltigkeit/service/download/XL1_2013/der-xl1---hintergrundbericht-pdf/_jcr_content/renditions/rendition.file/der-xl1---hintergrundbericht.pdf

Wohlfahrt, M., Pilz, G., & Lang, R. (kein Datum). Montanuniversität Leoben, Institut für Werkstoffkunde und Prüfung der Kunststoffe: Einfluss des Aushärtegrades auf wesentliche Werkstoffeigenschaften eines Epoxidharz-Matrixwerkstoffes. Leoben, Österreich.

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