Ökobilanz von biologisch abbaubaren Verpackungen und Geschirren. Be- oder Entlastung der Umwelt?


Diplomarbeit, 1998

130 Seiten, Note: 1


Leseprobe

Gliederung

Abkürzungsverzeichnis:

Tabellenverzeichnis

1 Einleitung

2 Methodik der Produkt-Ökobilanz

3 Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens
3.1 Untersuchungsobjekte
3.2 Funktionelle Einhei
3.3 Systemgrenzen
3.4 Datenherkunft und Datenqualitä
3.5 Datenanforderungen aus den berücksichtigten Wirkungskategorien

4 Sachbilanz
4.1 Allgemeines
4.1.1 Hauptdatengrundlage
4.1.2 Allokationen
4.1.3 Abfallverwertung
4.1.4 Lebensmittelreste
4.2 Lebensweg A: Folie aus thermoplastischer Stärke (TPS
4.2.1 Lebenswegabschnitte
4.2.2 Erläuterungen
4.2.3 Überblick über Lebensweg A: TPS-Foli
4.3 Lebensweg B: Stärkewaffeltra
4.3.1 Lebenswegabschnitt
4.3.2 Erläuterunge
4.3.3 Überblick zum Lebensweg B: Stärkewaffeltray
4.4 Biologisch abbaubare Werkstoffe auf petrochemischer Basis
4.4.1 Aufba
4.4.2 Ansätze für eine Ökobilanzierun
4.4.3 Modell-Lebensweg C: Copolyesterfolie
4.5 Lebensweg D: LDPE-Folie
4.5.1 Lebenswegabschnitte
4.5.2 Erläuterungen
4.5.3 Überblick über Lebensweg D: LDPE-Folie
4.6 Lebensweg E: HIPS-Tray
4.6.1 Lebenswegabschnitte
4.6.2 Erläuterungen
4.6.3 Überblick über Lebensweg E: HIPS-Tray

5 Wirkungsabschätzung

6 Auswertung
6.1 Gegenüberstellung der Vergleichsprodukte
6.2 Vergleich von Verwertungswegen für die Modell-Copolyesterfolie
6.3 Sensitivitätsanalysen

7 Diskussion

8 Zusammenfassung

9 Literaturverzeichnis

10 Anhang: Berechnungen

Tabellen

Abkürzungsverzeichnis:

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Tabellenverzeichnis:

Tabelle 1: Verwendung von Wirkungskategorien in Ökobilanzen

Tabelle 2: Wirkungskategorien: Substanzen und Äquivalenzfaktoren

Tabelle 3: Wirkungsabschätzung für Folie aus TPS, Lebensweg A

Tabelle 4: Wirkungsabschätzung für Stärkewaffeltray, Lebensweg B

Tabelle 5: Wirkungsabschätzung für die Copolyesterfolie, Modell-Lebensweg C

Tabelle 6: Wirkungsabschätzung für LDPE-Folie, Lebensweg D

Tabelle 7: Wirkungsabschätzung für das HIPS-Tray, Lebensweg E

Tabelle 8: Gegenüberstellung der Wirkungsabschätzungen

Tabelle 9: Vergleich von Verwertungswegen für Copolyesterfolie

Tabelle 10: Sensitivitätsanalysen TPS-Folie, Lebensweg A

Tabelle 11: Sensititvitätsanalyse Stärkewaffeltray, Lebensweg B

1 Einleitung

In dieser Arbeit wird anhand der Methode der Produkt-Ökobilanz die Fragestellung untersucht, mit welchen Umweltbe- oder -entlastungen der Einsatz spezieller biologisch abbaubarer Geschirre und Verpackungen für Lebensmittel anstelle konventioneller Produkte verbunden ist. Betrachtet werden die Umweltkategorien Verbrauch von Primärenergie, Treibhauspotential, Versauerungspotential, Eutrophierungspotential, Bildungspotential an Photooxidantien und Ozonabbaupotential.

Die Eigenschaft der biologischen Abbaubarkeit eines Produktes sagt nichts über dessen Umweltfreundlichkeit aus. Um die Umweltrelevanz eines Produktes beurteilen zu können, ist vielmehr die Betrachtung des gesamten Lebensweges dieses Produktes angezeigt. Dabei geht die Rohstoffgewinnung, die Herstellung, der Gebrauch und die Entsorgung bzw. Verwertung des betrachteten Produktes ein.

Als Vergleichsmaßstab werden konventionelle Produkte betrachtet. Für beide Produkttypen, also die biologisch abbaubaren und die konventionellen Produkte, werden konkrete Untersuchungsobjekte definiert, für die dann eine vergleichende Produkt-Ökobilanz durchgeführt wird. Die Untersuchung ist ausgerichtet auf eine mögliche Verwendung dieser Produkte in Großküchen.

Die Methode der Produkt-Ökobilanz erfordert viele ergänzende Abgrenzungen und Prämissen, die erst in ihrer Gesamtheit zum Ergebnis führen. Aufwen­dungen für den Bau von Anlagen und sonstige sogenannte Infrastrukturaufwendungen werden in dieser Arbeit nicht berücksichtigt. Der Aspekt der Infrastrukturaufwendungen ist als weiterer Ansatz zur vergleichenden umweltbezogenen Bewertung denkbar.

Neben den “ganzheitlichen” Instrumenten, in die jeweils ein ganzes Spektrum an Umweltwirkungen über ganze Lebenswege hinweg eingeht, gibt es auch Ansätze, die lediglich Ausschnitte aus Lebenswegen oder einzelne Aspekte berücksichtigen. Ausschnitte aus Lebenswegen werden z.B. betrachtet, wenn es um den Vergleich verschiedener Verwertungswege für ein Produkt geht. Als einzelner Aspekt kann z.B. untersucht werden, bei welcher von mehreren Optionen das Aufkommen von Abfällen oder die Inanspruchnahme energetischer Ressourcen minimiert wird.

Bereits an dieser Stelle soll darauf hingewiesen werden, daß das Ergebnis dieser Arbeit lediglich im Rahmen der verwendeten Methode der Produkt-Ökobilanz und der zugrundeliegenden Prämissen sowie unter der innerhalb dieser Arbeit gegebenen Verfügbarkeit von Daten zu interpretieren ist. Auf Grund der konkreten Ausrichtung auf bestimmte Produkte, Herstellverfahren und Verwertungswege ist eine Verallgemeinerung des Ergebnisses, z.B. auf biologisch abbaubare Produkte allgemein, nicht möglich.

Im folgenden Kapitel wird ein kurzer Überblick über die methodische Basis der Produkt-Ökobilanzierung gegeben. Im Anschluß an die Darstellung der Methodik, also am Ende von Kapitel 2, folgt eine Beschreibung der grundsätzlichen Vorgehensweise in dieser Arbeit, die sich an den aktuellen Normungs- bzw. Diskussionsstand anlehnt.

2 Methodik der Produkt-Ökobilanz

Eine Produkt-Ökobilanz (Life cycle assessment) ist eine Zusammenstellung und Beurteilung der In- und Outputströme sowie der potentiellen Umweltwirkungen eines Produktsystems im Verlauf seines Lebensweges (pr EN ISO 14040, 1996, S. 6). Sie dient damit der Identifizierung produktbezogener Umweltbelastungen. Ökonomische oder soziale Aspekte eines Produktes sind nicht Gegenstand einer Ökobilanz. Eine konkrete Ökobilanz-Methodik wurde zuerst im Rahmen der Society of environmental toxicology and chemistry (SETAC) erarbeitet (Heijungs, 1992 (1) und (2)). Aktuelle Vorgaben zu Prinzipien und teilweise zur Methodik von Produkt-Ökobilanzen liefern zwei Normentwürfe zu diesem Thema, die pr EN ISO 14040, 1996, und pr EN ISO 14041, 1997.

Grundsätzliche Prinzipien und allgemeine Anforderungen an eine Produkt-Ökobilanz

Grundsätzliche Prinzipien und allgemeine Anforderungen zur Erstellung von Produkt-Ökobilanzen sind in dem Normentwurf pr EN ISO 14040, 1996, angegeben. Dort wird die Ökobilanz als eine Umweltmanagementmethode definiert, für die einige Einschränkungen zu berücksichtigen sind. Demnach sind die Vorgehensweise, die Annahmen sowie die herangezogenen Modelle in einer Produkt-Ökobilanz möglicherweise subjektiv. Außerdem können die Interpretationsmöglichkeiten durch spezifische Ausrichtungen eingeschränkt sein. Zudem werden die Verfügbarkeit von Daten sowie die Datenqualität als wichtige Kriterien für die Genauigkeit von Produkt-Ökobilanzen genannt. Letztendlich wird darauf hingewiesen, daß Ökobilanzergebnisse stets mit einer Unsicherheit behaftet sind.

Ein wichtiger Grundsatz bei der Erstellung einer Produkt-Ökobilanz ist die systematische Einbeziehung des gesamten Produkt-Lebensweges. Besonders hervorgehoben wird in diesem Zusammenhang auch, daß der Untersuchungsrahmen, die Annahmen, die Datenqualität, die Methodik und die Ergebnisse transparent dargestellt werden sollten.

Als Bestandteile einer Produkt-Ökobilanz werden vier Phasen unterschieden:

1. Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens
2. Sachbilanz
3. Wirkungsabschätzung
4. Auswertung

Auf diese einzelnen Phasen wird im folgenden konkreter eingegangen. Die Phasen “Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens” sowie “Sachbilanz” werden anhand der pr EN ISO 14040, 1996, und 14041, 1997, beschrieben, für die Phasen “Wirkungsabschätzung” und “Auswertung” wird auf zusätzliche Literatur zurückgegriffen.

Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens

Sowohl das Ziel als auch der Untersuchungsrahmen einer Produkt-Ökobilanz müssen eindeutig festgelegt werden. Als wesentliche einzelne Punkte, die zusammen den Untersuchungsrahmen bilden, sind zunächst die Funktionen der untersuchten Systeme und die funktionelle Einheit genannt. Die funktionelle Einheit wird als das Maß für den Nutzen eines Produktsystems definiert. Sie legt die Quantifizierung der Funktionen fest und bildet den Bezug für die Input- und Outputflüsse. Damit ist die funktionelle Einheit eine entscheidende Grundlage für die Vergleichbarkeit der Ergebnisse von Produkt-Ökobilanzen. Ein weiterer Aspekt, der innerhalb dieser Phase berücksichtigt werden muß, ist die Festlegung der Systemgrenzen. Mit den Systemgrenzen werden die in der Ökobilanz enthaltenen Prozesse definiert. Sie beschreiben im wesentlichen die Annahmen und Abgrenzungen, die dem untersuchten Modell zugrunde liegen. Die Systemgrenzen grenzen das Produktsystem, das als eine Sammlung von Arbeitsvorgängen zur Ausführung bestimmter Funktionen definiert wird, von der Systemumgebung ab.

Weiterhin sind die Anforderungen an die Datenqualität festzulegen. Als Kriterien dazu werden u.a. zeitliche und geographische Abgrenzungen sowie Angaben zur Genauigkeit, Repräsentativität und Unsicherheit der Daten genannt.

Eine Besonderheit bei vergleichenden Produkt-Ökobilanzen ist die Forderung nach Betrachtung derselben funktionellen Einheit und nach einer einheitlichen Vorgehensweise für die verglichenen Produktsysteme.

Sachbilanz

Die Sachbilanz ist die Phase, in der Daten zusammengestellt und zusätzlich erforderliche Berechnungen vorgenommen werden. Das Ergebnis der Sachbilanz bildet die Grundlage für die sich anschließende Phase der Wirkungsabschätzung.

In der Sachbilanz wird das Produktsystem in Module unterteilt. Jedes Modul umfaßt dabei die Vorgänge eines Einzelprozesses oder einer Gruppe von Prozessen. Die Beschreibungen der Module, die qualitative und quantitative Angaben zu allen In- und Outputs enthalten muß, sind zu dokumentieren.

Wichtige Berechnungsverfahren in der Sachbilanz sind Allokationen. Allokationen sind dann notwendig, wenn Betriebsabläufe bzw. Module mehr als ein Produkt hervorbringen. Derartige Produkte werden als Koppelprodukte bezeichnet. Für eine sachgerechte Modellierung ist eine Zuordnung erforderlich, die den grundlegenden In- und Output-Beziehungen möglichst gut entsprechen soll.

Bevor eine Allokation vorgenommen wird, sollten zunächst alle Möglichkeiten zu deren Vermeidung ausgeschöpft werden. Dazu kommt zum einen die Unterteilung von Modulen in Teilprozesse in Frage, wobei dann die Daten auf diese Teilprozesse zu beziehen sind. Zum anderen ist zu prüfen, ob eine Erweiterung des Produktsystems um die Funktionen der Koppelprodukte möglich ist. Damit werden die Funktionen der Koppelprodukte Bestandteil der untersuchten funktionellen Einheit.

Erst, wenn eine Unterteilung des betreffenden Moduls in Teilprozesse oder eine Erweiterung des Produktsystems nicht möglich ist, muß eine Allokation vorgenommen werden. Dabei sollen vorzugsweise die physikalischen Beziehungen zwischen den Produkten oder deren Funktionen so gut wie möglich abgebildet werden. Nur dann, wenn keine geeignete physikalische Grundlage besteht, können andere Beziehungen herangezogen werden.

Werden Allokationen vorgenommen, so ist eine eindeutige Kennzeichnung der eingehenden Prozesse sowie eine Dokumentation und Begründung erforderlich. Erscheinen verschiedene Allokationsverfahren möglich, so ist eine sogenannte Sensitivitätsanalyse durchzuführen. Eine Sensitivitätsanalyse bezeichnet die systematische Einschätzung der Wirkungen der ausgewählten Methoden und Daten auf das Ergebnis.

Abschließendes Element ist die Auswertung der Sachbilanz. Sie enthält Einschätzungen zur Datenqualität, Sensitivitätsanalysen und Schlußfolgerungen aus der Sachbilanz.

Wirkungsabschätzung

Ziel der Wirkungsabschätzung ist die Beurteilung der Bedeutung potentieller Umweltwirkungen anhand der Sachbilanzergebnisse (pr EN ISO 14041, 1997, S. 15). Für die Wirkungsabschätzung ist die Diskussion um eine Methodik noch zu keinem allgemein anerkannten Ergebnis gekommen. Als allgemeine Anforderung wird insbesondere Transparenz gefordert.

In verschiedenen Ökobilanzen kristallisiert sich die sogenannte wirkungsorientierte Methode nach Heijungs, 1992 (1) und (2), als eine Methode heraus, die möglicherweise in Zukunft breite Akzeptanz finden wird. Sie wurde u.a. von Klöpffer/Renner, 1995, ausführlich diskutiert und von Schmitz et al., 1995, angewendet. Demnach werden die Sachbilanzdaten zunächst Wirkungskategorien zugeordnet. Innerhalb dieser Wirkungskategorien werden die Sachbilanzdaten dann mit Hilfe von Äquivalenzfaktoren aggregiert und so zu Wirkungspotentialen zusammengefaßt.

Diese Methode wird auch in der vorliegenden Arbeit herangezogen. Eine Diskussion möglicher Wirkungskategorien erfolgt in Kapitel 3, Unterpunkt 3.5, daher wird an dieser Stelle auf eine Darstellung verzichtet.

Auswertung

Die Auswertung ist die letzte Phase der Produkt-Ökobilanz. Hier werden die Ergebnisse zusammengefaßt und Schlußfolgerungen abgeleitet. Wie bei der Wirkungsabschätzung ist keine bestimmte Methode allgemein anerkannt. Es wird jedoch, u.a. in pr EN ISO 14040, 1996, S. 8, betont, daß es keine wissenschaftliche Grundlage für eine Zusammenfassung der Ergebnisse zu einer Rangfolge oder zu einem Einzelwert gibt. Eine ausführliche Diskussion verschiedener Bewertungsmethoden liefern Giegrich et al., 1995. Fazit dieses Forschungsberichtes ist, daß eine verbal-argumentative Vorgehensweise vor solchen Methoden präferiert wird, die die Bewertung mittels einer Zahl ausdrücken.

Im folgenden sollen kurz zwei aktuelle, vom Prinzip her ähnliche Ansätze zur Bewertung von Ökobilanzen vorgestellt werden, um die Diskussion um die Bewertung zu veranschaulichen:

Giegrich et al., 1995, machen einen Vorschlag für eine Bewertungsmethode für Ökobilanzen, der u.a. von Schmitz et al., 1995, zur Ökobilanzierung verschiedener Getränkeverpackungen angewendet wurde. Dort wird zunächst eine Normierung anhand eines spezifischen Beitrags an einer Umweltwirkung vorgenommen. Das bedeutet, daß die betrachteten Wirkungskategorien in eine 5-stufige Rangskala zwischen “geringer Beitrag” und “sehr großer Beitrag” eingestuft werden. Giegrich et al., 1995, nehmen dabei die Einstufung anhand der in den Wirkungskategorien zusammengefaßten Stoffe, und zwar konkret mit den gewichteten Stofffrachten und den jährlichen Gesamtfrachten dieser Stoffe in Deutschland, vor. Daran anschließend wird dann die relative Bedeutung einer Umweltwirkung, die sogenannte ökologische Bedeutung, festgelegt. Wieder wird eine 5-stufige Rangskala herangezogen, in der die Umweltwirkungen zwischen einer ökologisch “geringen Bedeutung” und einer ökologisch “sehr großen Bedeutung” eingestuft werden. Aus dem spezifischen Beitrag und der ökologischen Bedeutung läßt sich eine Gesamtbedeutung für die einzelnen Wirkungskategorien ermitteln, die dann in die abschließende Diskussion eingeht.

Volkwein et al., 1996, S. 182, sehen an allen existierenden Bewertungsmethoden entscheidende Mängel und weisen u.a. darauf hin, daß sich eine Bewertungsmethode für Produkt-Ökobilanzen an dem Aspekt der Nachhaltigkeit orientieren sollte. Volkwein et al., 1996, schlagen zunächst eine Normalisierung der Wirkungskategorien anhand der globalen Stofffrachten vor. Es wird also, wie im oben vorgestellten Ansatz nach Giegrich et al., 1995, ein spezifischer Beitrag errechnet. Dann sollte nach ihrem Vorschlag eine Einschätzung der räumlichen und zeitlichen Kriterien und des Gefährdungspotentials vorgenommen werden. Die ökologische Vorteilhaftigkeit einer von zwei verglichenen Optionen sollte dann in einem iterativen Prozeß abgeschätzt werden.

Vorgehensweise in dieser Arbeit

Angelehnt an die soeben beschriebene Methodik bilden die Kapitel “Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens”, “Sachbilanz”, “Wirkungsabschätzung” und “Auswertung” den Kern der vorliegenden Arbeit.

In der Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens werden die konkreten Untersuchungsobjekte definiert und der Untersuchungsrahmen abgesteckt. Es ist zu beachten, daß Produkte verschiedener Funktionen betrachtet werden. Zum einen werden Folien und zum anderen Trays untersucht, und nur zwischen den jeweils äquivalenten biologisch abbaubaren und konventionellen Produkten ist ein Vergleich möglich.

Innerhalb der Sachbilanz erfolgt dann die Zusammenstellung der umweltrelevanten Daten. Dazu wird einerseits eine Vielzahl von Annahmen gemacht, mit dem Ziel, jeweils einen möglichst realistisch auf das Untersuchungsziel ausgerichteten Lebensweg zu formulieren. Andererseits ist auch die Verfügbarkeit von Daten in einigen Situationen das ausschlaggebende Kriterium für bestimmte Abgrenzungen. Alle diese Einzelheiten, die zusammen die Bedingungen bilden, unter denen das Ergebnis dieser Arbeit zu interpretieren ist, werden ausführlich kommentiert. Die dazu vorgenommenen Berechnungen sind im Anhang, Kapitel 9, dokumentiert.

Allokationen werden in dieser Arbeit in einer etwas anderen Form berücksichtigt als oben innerhalb der Methodik beschrieben. Dazu werden nochmals separate Erläuterungen geliefert.

Eine separate Auswertung der Sachbilanzdaten, wie oben beschrieben, wird nicht vorgenommen. Die Sensitivitätsanalysen folgen innerhalb der Auswertung, in Kapitel 6, Unterpunkt 6.3, und die Diskussion, in der das Thema Datenqualität nochmals aufgegriffen wird, folgt als Kapitel 7.

In der Wirkungsabschätzung werden die Sachbilanzdaten dann Wirkungskategorien zugeordnet. Über Äquivalenzfaktoren lassen sich solche Sachbilanzdaten zusammenfassen, die für gleichartige Umweltwirkungen stehen.

Die Auswertung besteht aus Schlußfolgerungen und aus Sensitivitätsanalysen, in denen Allokationen und Daten, die innerhalb der Sachbilanz als variabel oder unsicher identifiziert wurden, zusätzlich variiert werden. Ein konkretes Bewertungsverfahren wird nicht angewendet, weil dazu keine anerkannte Methode verfügbar ist.

Abschließend erfolgt eine Diskussion und eine Zusammenfassung.

3 Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens

Ziel dieser Arbeit ist es, mit Hilfe des Instrumentes Produkt-Ökobilanz eine Aussage darüber abzuleiten, mit welchen Umweltent- und -belastungen der Einsatz ausgewählter biologisch abbaubarer Lebensmittelverpackungen und Geschirre bei einer Substitution herkömmlicher Produkte verbunden ist. Die Untersuchung ist ausgerichtet auf den Anwendungsbereich Großküche.

Bezüglich der Auswahl der Untersuchungsobjekte spielten verschiedene Kriterien eine Rolle:

Für die biologisch abbaubaren Produkte sollte grundsätzlich die biologische Abbaubarkeit oder Kompostierbarkeit nachgewiesen sein. Zudem sollte eine generelle Eignung für den Kontakt mit Lebensmitteln gegeben sein. Letztendlich war die Verfügbarkeit von Daten ein wichtiges Kriterium bei der Auswahl der Untersuchungsobjekte.

Bei der Auswahl der konventionellen Vergleichsprodukte war ein mögliches Substitutionspotential entscheidend.

3.1 Untersuchungsobjekte

Untersuchungsobjekte sind verschiedene Typen von Lebensmittelverpackungen bzw. Einweggeschirr:

1. Biologisch abbaubare Verpackungen und Geschirr auf der Basis nachwachsender Rohstoffe: Konkret werden Folien aus thermoplastischer Stärke und Trays aus Stärkewaffel untersucht. Es wird der gesamte Lebensweg von der Produktion landwirtschaftlicher Betriebsmittel über die Pflanzenproduktion, die Gewinnung der Rohstoffe und Verarbeitung bis hin zur Abfallbehandlung betrachtet. Als Verwertungsoptionen werden konkret die Kompostierung und Vergärung betrachtet.

Untersuchungen zur biologischen Abbaubarkeit der hier betrachteten thermoplastischen Stärke liefert Tomka, 1994, S. 56. Demnach ist vollständige und schnelle Abbaubarkeit bei einem Test nach OECD-Richtlinie 301 C gegeben. Für den Fall der Stärkewaffel ist biologische Abbaubarkeit durch den Hersteller belegt (Biopac, 1997). Entsprechende Ergebnisse für eine Stärkewaffel liefern auch Storrer/Henning, 1993, S. 187 ff. Für den entstehenden Kompost wird die Möglichkeit diskutiert, bei einer Ausbringung in der Landwirtschaft Mineraldünger zu substitutieren. Die beschriebenen Produkte werden von verschiedenen Herstellern gefertigt und befinden sich auf dem Markt. Über eine lebensmittelrechtliche Zulassung der thermoplastischen Stärke liegen allerdings keine Informationen vor. Aufgrund der Basiszusammensetzung ist eine derartige Zulassung jedoch grundsätzlich denkbar. Die untersuchte Stärkewaffel ist derzeit für Lebensmittel bereits im Einsatz. Eine lebensmittelrechtliche Zulassung ist gegeben (Biopac, 1997).

2. Biologisch abbaubare Kunststoffolie auf petrochemischer Basis: Derartige biologisch abbaubare Produkte sind im Kontakt mit Lebensmitteln derzeit nicht im Einsatz. Es werden allerdings zwei Werkstoffe vorgestellt, bei denen ein solcher Einsatz denkbar ist. Für diese Produkte ist gemäß Herstellerangaben die Kompostierbarkeit nach DIN 54900, 1997, erwiesen. Ökobilanzdaten zu solchen Produkten liegen jedoch nicht vor. Soweit möglich wird eine Modellierung anhand vorliegender Daten vorgenommen. Eine solches Modell muß aufgrund des lebenswegbezogenen Konzeptes der Ökobilanz den gesamten Lebensweg abdecken. Für die Verwertung wird analog zu den biologisch abbaubaren Produkten auf der Basis nachwachsender Rohstoffe die biologische Abfallbehandlung betrachtet.

3. Herkömmliche Kunststoffverpackungen auf petrochemischer Basis als Vergleichsobjekte: Hier wird eine Folie aus Polyethylen niederer Dichte (Low density polyethylene: LDPE) als Vergleichsprodukt für die Folie aus thermoplastischer Stärke und die biologisch abbaubare Folie auf petrochemischer Basis betrachtet. Für die Stärkewaffeltrays werden Trays aus schlagzähem Polystyrol (High impact polystyrene: HIPS) als Vergleichsprodukt betrachtet. Grundlage der Auswahl der Vergleichsobjekte ist das Substitutionspotential durch biologisch abbaubare Lebensmittelverpackungen und Geschirr. Die Folie aus LDPE wurde ausgewählt, weil LDPE als Folienwerkstoff für Lebensmittelverpackungen eine herausragende Rolle spielt. Eine Substitution durch biologisch abbaubare Folien ist für bestimmte Einsatzgebiete, die insbesondere durch die Anforderungen an die Schutzeigenschaften des Werkstoffes determiniert werden, denkbar. Trays werden zu großem Anteil aus HIPS hergestellt. Diese Produkte können in einigen Fällen durch biologisch abbaubare Substitute ersetzt werden, wobei auch hier die jeweiligen Anforderungen an die Eigenschaften zu berücksichtigen sind (Utz et al., 1991, S. 506).

Das folgende Bild zeigt nochmals die sich jeweils im Vergleich gegenüberstehenden Produkte:

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

3.2 Funktionelle Einheit

Oft werden in Ökobilanzen Produkte jeweils gleicher Masse einander gegenübergestellt. Jedoch ist gemäß Fleischer, 1996, S. 395, Ziel einer Ökobilanz der Vergleich von Produkten, die “die gleichen Bedürfnisse befriedigen und den gleichen Anforderungen genügen”. Gemäß pr EN ISO 14041, 1997, S. 9, ist eine eindeutige Aussage über die Funktionen des Produktes unabdingbar. Damit wird eine Referenz geschaffen, auf die die In- und Outputdaten zu normieren sind. Das heißt angewendet auf diese Arbeit, daß die Mengen an biologisch abbaubarem und konventionellem Produkt einander gegenüberstehen sollten, die dieselbe Funktion erfüllen. Reiche, 1994, S. 167, betont die Bedeutung der Wahl der Nutzeinheit mit dem Hinweis, daß dadurch das Ergebnis determiniert wird. Er veranschaulicht die Problematik der Nutzeinheit mit dem Beispiel der Tragetüte, für die eine bestimmte Tragkraft als Nutzeinheit zu definieren ist. Wählt man eine hohe Tragkraft, so ist das Ergebnis eines ökologischen Vergleiches die Vorteilhaftigkeit von Polyethylentüten gegenüber Papiertüten. Bei einer niedrigen Tragkraft schneiden Papiertüten besser ab als Polyethylentüten. Für diese Beispiele bezieht sich Reiche, 1994, auf Untersuchungen des Umweltbundesamtes.

Im Bereich der Lebensmittelverpackung und auch für Geschirr gibt es eine Vielzahl wichtiger funktioneller Kriterien. In Frage kommen als Eigenschaften von Folien im Bereich der Lebensmittelverpackung z.B. verschiedene Gasdurchlässigkeiten, die Zug- oder Durchstoßfestigkeit nach Utz et al., 1991, S. 294. Bader et al., 1994, diskutieren die Funktionalität von Folien aus Stärke im Vergleich zu Polypropylen und Polyethylenterephthalat. Dort sind als wichtige Charakteristika Reißfestigkeit, Sauerstoffdurchlässigkeit und Wasserdampfdurchlässigkeit genannt. Anhand von Beispieldaten zum Energieaufwand zeigen Bader et al., 1994, Tab. 2, S. 79, auf, daß die Variation der Bezugsgröße (gleiche Masse, gleiche Reißfestigkeit, gleiche Sauerstoffdurchlässigkeit, gleiche Wasserdampfdurchlässigkeit) einen entscheidenden Einfluß auf das Ergebnis hat. Bei dem hier betrachteten Beispiel ergeben sich Unterschiede um mehrere Größenordnungen, die sich auch auf die für den Energieaufwand aufgestellte Rangfolge auswirken.

In dieser Arbeit wird die Masse 1 Tonne als Bezugsgrundlage verwendet und für die hier vorgenommenen Berechnungen unterstellt, daß damit auch funktionelle Äquivalenz gegeben ist. Jede Wahl einer anderen Bezugsgröße hätte dieselben Mängel wie die Verwendung der Masse: die für eine Verpackung entscheidenen funktionellen Kriterien hängen von der Schutz- oder Gebrauchsfunktion der konkreten Anwendung ab und können in einer globalen Betrachtung nicht definitiv festgelegt werden.

Die Masse 1 Tonne wird lediglich deshalb hier verwendet, weil sie eine leicht zu handhabende Größe darstellt. Konkret bedeutet die Annahme der Bezugsgröße 1 Tonne Produkt als funktionelle Einheit, daß angenommen wird, daß z.B. mit einer Tonne biologisch abbaubarer Folie aus thermoplastischer Stärke die gleiche Verpackungsfunktion erfüllt werden kann wie mit einer Tonne LDPE-Folie. Für die anderen Vergleichspaare gilt entsprechendes.

Damit stehen sich konkret gegenüber:

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

3.3 Systemgrenzen

Für alle Produkte wird der gesamte Lebensweg von der Bereitstellung wesentlicher Betriebsmittel über die Rohstoffgewinnung bis zur Verwertung betrachtet. Aus der Verwertung hervorgehende Energien und Stoffe gehen grundsätzlich mit ein. Hinsichtlich der Untersuchungstiefe werden im Bereich Energie sowohl die Erzeugung als auch die Verwendung berücksichtigt. Auch Transporte sind integriert. Allgemeine Regeln zur Untersuchungstiefe der einzelnen Prozesse können an dieser Stelle nicht aufgestellt werden, weil diese im wesentlichen aus den verwendeten Daten übernommen werden. Die entsprechenden Details sind innerhalb der Sachbilanzierung beschrieben. Die Umweltbeeinflussungen aus der Errichtung der für die einzelnen Prozesse notwendigen Anlagen und Maschinen, die sogenannte Infrastruktur, ist in dieser Arbeit generell nicht berücksichtigt. Dieses ist eine Abgrenzung, die sich insbesondere aus der durchgehenden Verfügbarkeit derartiger Daten ergibt.

Geographischer Bezugsraum ist Deutschland, allerdings wird auch eine Vielzahl von Daten aus dem benachbarten Ausland verwendet, deren Übertragbarkeit auf Deutschland angenommen wird.

Zeitlich bezieht sich diese Arbeit auf die Mitte der 90 er Jahre.

3.4 Datenherkunft und Datenqualität

Die Datenzusammenstellung erfolgte anhand einer Literaturrecherche. Dabei wurden Ökobilanzen und andere Studien berücksichtigt. Es gehen nur Daten aus Arbeiten ein, die nach 1990 veröffentlicht wurden.

In der Regel wurden dann, wenn zu einem Bereich Ökobilanzdaten vorliegen, diese ohne weitere Diskussion übernommen. Es hätte bei weitem den Rahmen dieser Arbeit gesprengt, wenn die verwendeten Ökobilanzdaten und die dort gewählte Vorgehensweise jeweils im Zusammenhang mit weiteren Literaturdaten diskutiert worden wären. Auch war es nicht möglich, aus den verwendeten Ökobilanzstudien die vielen jeweils dort verwendeten Datenquellen einzusehen. Eine kritische Beleuchtung einzelner Details ist im Rahmen dieser Arbeit nur begrenzt möglich. Es lassen sich überhaupt nur solche Aspekte differenzierter diskutieren, bei denen die Datenlage dies zuläßt. Letztendlich werden in dieser Arbeit nur solche Details näher beleuchtet, die möglicherweise von erheblichem Gewicht für das Ergebnis dieser Arbeit sind.

In den Bereichen, zu denen keine Ökobilanzstudien vorliegen, wurden Daten aus Studien mit anderer Zielrichtung verwendet. Diese Daten decken in der Regel nicht das breite Spektrum an Angaben ab, welches für diese Arbeit notwendig ist. Daher werden teilweise gleichzeitig mehrere Datenquellen verwendet. In den Fällen, in denen lediglich Daten zu einzelnen Aspekten vorliegen, wird darauf hingewiesen.

Problematisch ist bei den verwendeten Ökobilanz- und anderen Studien, daß jeder einzelnen Studie eine unterschiedliche Datenqualität sowie individuelle Annahmen und Abgrenzungen zugrunde liegen, die das Ergebnis beeinflussen. Für Details muß daher in jedem Fall auf die verwendeten Datengrundlagen verwiesen werden. Dort werden Hintergrundinformationen geliefert, die teilweise auch für diese Arbeit relevant sind. Wichtige Details werden bei der konkreten Anwendung der Daten im Text angegeben.

Soweit möglich wurde versucht, alle Daten an die hier verwendete Methodik anzupassen. Wenn dieses, beispielsweise aufgrund eines zu hohen Aggregationsgrades der Daten, nicht machbar ist, wird darauf hingewiesen. Zudem wird innerhalb der Sachbilanz eine Hauptdatengrundlage definiert, an die andere Daten hinsichtlich der Energiebereitstellung und der Transporte, soweit möglich angepaßt werden.

In einigen Fällen liegen für einzelne Lebenswegabschnitte verschiedene Ökobilanzdaten vor. Diese unterscheiden sich teilweise erheblich. Grundsätzlich werden die verschiedenen Ökobilanzen vorgestellt und die Details des betreffenden Lebenswegabschnittes diskutiert. Die Unterschiede in den Daten können dabei nicht immer bis ins Detail geklärt werden, die Diskussion ist limitiert durch die Transparenz der jeweiligen Ökobilanzen. Es erfolgt dann aus der Argumentation heraus die Festlegung einer Priorität, und die anderen Alternativen werden nicht weiter berücksichtigt. Hinsichtlich der grundsätzlichen Präferenz für diese Arbeit werden die folgenden Prinzipien angewendet: Es werden allgemeine vor spezifischen und aktuelle vor älteren Daten bevorzugt. Außerdem werden Daten mit dem Bezugsraum Deutschland anderen vorgezogen. Transparente, detaillierte Daten werden zudem präferiert vor aggregierten Datenpaketen, weil dann eine Anpassung an die hier getroffenen Prämissen möglich ist.

Bereits an dieser Stelle erfolgt der Hinweis darauf, daß die Problematik der Datenqualität innerhalb der Diskussion in Kapitel 7 nochmals aufgegriffen wird.

3.5 Datenanforderungen aus den berücksichtigten Wirkungskategorien

Neben diesen grundsätzlichen Abgrenzungen ergeben sich weitere Anforderungen an die verwendeten Daten aus der in der Wirkungsabschätzung verfolgten Vorgehensweise. Daher werden nun die in der Wirkungsabschätzung verwendeten Kategorien und die diesen Kategorien zugeordneten Energien und Emissionen vorgestellt und erläutert. Wesentlich für die Auswahl der in dieser Arbeit verwendeten Wirkungskategorien sind zum einen innerhalb wichtiger, aktueller Ökobilanzierung grundsätzlich berücksichtigte Kategorien sowie die Verfügbarkeit von entsprechenden Daten über die betrachteten Lebenswege hinweg.

Tabelle 1 stellt zunächst die Wirkungskategorien vor, die in wichtigen Arbeiten zur Ökobilanzierung im hier betrachteten Themenkomplex verwendet wurden. Zudem sind dort auch die in dieser Arbeit verwendeten Wirkungskategorien aufgeführt, deren Auswahl im folgenden diskutiert wird.

Die folgenden Ausführungen dienen hauptsächlich einem Überblick und sollen lediglich die Anforderungen an die Sachbilanz definieren. Das Aggregationsverfahren und die verwendeten Äquivalenzfaktoren sind dem Kapitel 5, Wirkungsabschätzung, zu entnehmen.

Aus Tabelle 1 geht hervor, daß nur wenige Wirkungskategorien in allen betrachteten Ökobilanzen verwendet werden. Es sind dies die energetischen Ressourcen, das Treibhauspotential und das Versauerungspotential. Diese Kategorien werden daher auch in dieser Arbeit berücksichtigt, zumal zu diesen Kategorien auch recht umfangreiches Datenmaterial zur Verfügung steht. Es existieren weitgehend unumstrittene Aggregationsvorschriften für die Einzelsubstanzen dieser Kategorien, was sie im Rahmen einer Ökobilanzierung gut handhabbar macht. Für diese Wirkungskategorien werden folgende Einzelsubstanzen berücksichtigt:

Energetische Ressourcen: Erdöl, Erdgas, Steinkohle, Braunkohle, Uranerz

Treibhauspotential: CO2 (fossil), CH4, N2O

Versauerungspotential: SO2, NOx, NH3, HCl

Der Verbrauch energetischer Ressourcen ist keine Umweltwirkung im eigentlichen Sinne. Allerdings schreiben einige Autoren, u.a. Bader et al., 1994, S. 78, gerade dieser Kategorie eine große Bedeutung zu, weil sie eine hohe Korrelation zwischen der Inanspruchnahme von energetischen Ressourcen und der allgemeinen Abgabe von Stoffen an die Umwelt festgestellt haben.

Die anderen der in Tabelle 1 dargestellten Ressourcenkategorien, nämlich erneuerbare energetische Ressourcen, mineralische Ressourcen und Wasser, werden in dieser Arbeit nicht berücksichtigt.

Für die Kategorie Treibhauspotential ist beim CO2 zu beachten, daß lediglich fossiles CO2 in die Betrachtung eingeht. CO2, das z.B. bei der Abfallbehandlung, aus nachwachsenden Rohstoffen freigesetzt wird, ist nicht fossiler Natur. Dieses CO2 wurde beim Pflanzenwachstum über die Photosynthese gebunden und daher in diesem Stadium der Umwelt entzogen. Daher ist die CO2-Bilanz für nachwachsende Rohstoffen ausgeglichen. Innerhalb einer Ökobilanz braucht dieser Aspekt dann überhaupt nicht berücksichtigt werden, wenn in dem betrachteten Lebensweg sowohl Pflanzenwachstum (also CO2-Aufnahme) als auch CO2-Freisetzung aus nachwachsenden Rohstoffen enthalten sind.

Zum Ozonabbau tragen hauptsächlich Fluorchlorkohlenwasserstoffe und ähnliche Substanzen bei. Für diese Arbeit gehen aus den verwendeten Datengrundlagen keine derartigen Emissionen hervor. Gemäß Kaltschmitt/Reinhardt, 1997, S. 86, spielen auch N2O-Emissionen eine Rolle. Das Ozonabbaupotential wird daher anhand von N2O-Emissionen quantifiziert.

Ozonabbaupotential: N2O

Für das photochemische Ozonbildungspotential spielen insbesondere Kohlenwasserstoffe und Stickoxide eine Rolle und werden daher hier berücksichtigt:

Bildungspotential Photooxidantien: NOx, CH4, HC, NMHC, NMVOC

Der Nährstoffeintrag ergibt sich aus Emissionen in die Medien Luft und Wasser. In der Regel, und so auch in dieser Arbeit, werden beide Eintragswege berücksichtigt. Folgende Einzelsubstanzen bzw. aggregierte Größen gehen ein:

Eutrophierungspotential: N, NOx, NH3, NO3, NH4, P, PO4, CSB

Weitere Wirkungskategorien werden in dieser Arbeit nicht berücksichtigt. Die Wirkungskategorien im Bereich der Toxizität werden in den aufgezeigten Ökobilanzen sehr unterschiedlich behandelt, einerseits hinsichtlich der überhaupt berücksichtigten Einzelsubstanzen, andererseits hinsichtlich der Aggregationen. Es liegen keine theoretische Grundlagen und keine Daten für eine durchgehende Bilanzierung toxizitätsrelevanter Substanzen im hier betrachteten Themenkomplex vor, so daß dieser Bereich nicht berücksichtigt werden. Es wird jedoch betont, daß der Bereich Toxizität lediglich aufgrund der nicht durchgängigen Verfügbarkeit von diesbezüglichen Daten und aufgrund unzulänglicher Handhabbarkeit ausgeklammert wird. Über die Bedeutung des Bereiches Toxizität innerhalb der hier betrachteten Lebenswege kann keine Aussage gemacht werden. Möglich ist, daß eine Integration von Toxizitätsdaten wichtige Erkenntnisse über Umweltbeeinflussungen dieser Lebenswege liefert, sofern einmal eine einheitliche Verfahrensweise und entsprechende Daten für die Integration dieses wichtigen Bereiches verfügbar sind.

Die weiteren in Tabelle 1 genannten Aspekte wurden in betrachteten Ökobilanzen nur sporadisch berücksichtigt, sie gehen in diese Arbeit nicht ein.

Die in die Wirkungskategorien eingehenden Substanzen bilden neben den allgemeinen Abgrenzungen den Ausgangspunkt für die Anforderungen an die Sachbilanzdaten. Die in den einzelnen Studien jeweils zusätzlich enthaltenen Daten werden in dieser Arbeit nicht berücksichtigt. Die verwendeten Äquivalenzfaktoren zur Aggregation werden in der Wirkungsabschätzung, Kapitel 5, geliefert.

4 Sachbilanz

4.1 Allgemeines

Innerhalb der Sachbilanz werden Daten zur Erfassung der relevanten Input- und Outputflüsse der betrachteten Produkte zusammengestellt. Dabei geht grundsätzlich der gesamte Lebensweg mit den Prozessen zur Produktion, Nutzung, Verwertung bzw. Entsorgung, den Energiebereitstellungsprozessen und den Transporten ein. Es wird eine größtmögliche Transparenz und Vollständigkeit der Daten angestrebt. Von der Darstellung der Einzeldaten in diesem Kapitel wird allerdings aus Gründen der Übersichtlichkeit abgesehen. Alle Berechnungen zur Sachbilanz sind im Anhang dargestellt. Sie sind dort eingehend erläutert und die Datenquellen belegt. Damit sind anhand der verwendeten Literaturquellen alle Details nachvollziehbar. In diesem Kapitel werden alle den Daten und Berechnungen zugrundeliegenden Annahmen und Modelle ausführlich erläutert. Die Berechnungen, deren Genauigkeit grundsätzlich durch die zugrundeliegenden Daten limitiert ist, dürfen darüber nicht hinwegtäuschen, daß diese durch eine Vielzahl von Annahmen und Abgrenzungen beeinflußt werden, die sich an die in dieser Arbeit verwendete Methodik nicht immer vollständig anpassen lassen. In diesen Fällen wird auf bestehende Inkonsistenzen hingewiesen. Die wichtigsten Angaben zu den einzelnen Lebenswegabschnitten werden innerhalb der Lebenswegbeschreibungen jeweils herausgearbeitet und als Überblick nochmals am Ende der Erläuterungen zu den Lebenswegen dargestellt.

4.1.1 Hauptdatengrundlage

Grundsätzlich wird als Hauptdatengrundlage die Ökobilanzstudie von Kaltschmitt/Reinhardt, 1997, verwendet. Soweit möglich, werden alle Energiebereitstellungsprozesse und Transporte aus Daten anderer Herkunft an diese Studie angepaßt. Diese Anpassung dient der Kompatibilität der verwendeten Daten verschiedener Quellen.

Die Auswahl gerade dieser Studie als Hauptdatengrundlage ist dadurch begründet, daß darin von den verfügbaren Ökobilanzen in diesem Themenkomplex die aktuellste, transparenteste und vollständigste Darstellung von Energiebereitstellungs- und Transportprozessen enthalten ist.

4.1.2 Allokationen

Auf Allokationen wurde bereits im methodischen Teil, in Kapitel 2, eingegangen. An die dort gelieferten Erläuterungen wird hier angeknüpft.

Grundsätzlich kann man bei den Koppelprodukten zunächst solche, die verwertbar sind, von Abfallprodukten unterscheiden. Hinsichtlich der Abfallprodukte wird üblicherweise innerhalb von Ökobilanzen keine Zuordnung vorgenommen, das heißt, daß Abfallprodukte den Hauptlebensweg verlassen, ohne daß ihnen Energieeinsatz und Emissionen zugeordnet werden. Im folgenden werden mit dem Begriff Koppelprodukte lediglich verwertbare Produkte angesprochen.

Für das Problemfeld Allokationen ist innerhalb der pr EN ISO 14041, 1997, eine hierarchisch aufgebaute Vorgehensweise beschrieben. Demnach ist zunächst die Möglichkeit der Vermeidung einer Allokation zu prüfen. Eine derartige Vermeidung kann zum einen durch Teilung der betroffenen Module in mehrere Teilprozesse erfolgen, zum anderen ist eine Erweiterung des Produktsystems durch Aufnahme weiterer Funktionen möglich. Ist eine solche Vermeidung nicht möglich, so ist eine Allokation zu wählen, die die physikalischen Beziehungen zwischen den Produkten bestmöglich widerspiegelt. Ist keine physikalische Grundlage gegeben, sind andere Beziehungen heranzuziehen.

Die Präferenz der Vermeidung einer Allokation vor deren Anwendung wird auch in dieser Arbeit praktiziert. Die konkrete Umsetzung wird jedoch anhand der Begriffe Substitution und Aufteilung vorgenommen. Der inhaltliche Zusammenhang zwischen der im methodischen Teil beschriebenen Hierarchie nach pr EN ISO 14041, 1997, und der hier angewendeten Vorgehensweise wird im folgenden erläutert:

1. Als Möglichkeit zur Vermeidung der Allokation wird zunächst die Unterteilung in Teilprozesse genannt. Demnach ist immer eine weitestmögliche Unterteilung des Gesamtprozesses vorzunehmen, damit nur noch der tatsächlich nicht mehr unterteilbare Prozeßschritt einer Allokation unterzogen werden muß. Demnach ist dieser Schritt derjenige, der ein Allokationsproblem erst konkret lokalisiert. Allokationen sind dann notwendig, wenn aus einem nicht unterteilbaren Prozeß verschiedene Produkte hervorgehen. Daher ist die Identifizierung dieses nicht unterteilbaren Prozesses zwangsläufig der erste Schritt zur Lösung des Problems. Allerdings kann die Anwendung dieses Prinzips aufgrund teilweise mangelnder Transparenz der verwendeten Daten nicht durchgehend nachvollzogen werden. Vielmehr müssen die Daten als Pakete für die in den jeweiligen Ökobilanzen definierten Module übernommen werden. Daher läßt sich das Prinzip der Vermeidung der Allokation durch Unterteilung in Teilprozesse in dieser Arbeit nicht unabhängig von den Datenquellen anwenden.

2. In der Ausprägung als Erweiterung des Produktsystems durch Aufnahme weiterer Funktionen ist die Vermeidung von Allokationen nach pr EN ISO 14041, 1997, inhaltlich dem “Substitutionsprinzip” verwandt, wie es u.a. in Dinkel et al., 1996, S. 30, beschrieben ist. Demnach sind im betrachteten Lebensweg solche In- und Outputs mit zu berücksichtigen, die für die Produktion der entstehenden Koppelprodukte auf anderem Wege notwendig wären. Im betroffenen Lebensweg erfolgt eine Gutschrift an Umweltbelastungen für die Produktion der Koppelprodukte anhand von Substitutionsprozessen, in dem genau diese Koppelprodukte auf anderem Wege hergestellt werden. Bei der Erweiterung des Produktsystems nach pr EN ISO 14041, 1997, hingegen werden die Funktionen des Koppelproduktes als Bestandteil der funktionellen Äquivalenz gehandhabt. Bei einer vergleichenden Ökobilanz wird dann also der Vergleichslebensweg zusätzlich mit den Umweltbelastungen belegt, die zur Erzielung dieser zusätzlichen Funktionen entstehen. Fällt beispielsweise in einem Prozeß eines Lebensweges ein Hauptprodukt und Energie an, so ist nach pr EN ISO 14041, 1997, S. 39, das Produktsystem um das System Energieerzeugung zu erweitern. Bei einem Vergleich mit einem anderen Lebensweg ist das System Energieerzeugung als Bestandteil der funktionellen Äquivalenz mit zu berücksichtigen. Bei einer vergleichenden Ökobilanz besteht der Unterschied zwischen der in pr EN ISO 14041, 1997, beschriebenen Erweiterung des Produktsystems durch Aufnahme weiterer Funktionen und dem u.a. in Dinkel et al., 1996, dargestellten Substitutionsprinzip also lediglich darin, welcher Lebensweg durch den entsprechenden Energieeinsatz und die Emissionen ergänzt wird: im ersten Fall wird dem Vergleichslebensweg die zusätzliche Umweltbelastung zur Erzielung der betreffenden Funktionen angelastet, während im zweiten Fall der betroffene Lebensweg von den entsprechenden Umweltwirkungen entlastet wird. In dieser Arbeit wird gemäß dem zweiten Fall, also dem Substitutionsprinzip, vorgegangen. Nach der hier vertretenen Auffassung stellt diese Vorgehensweise das Problem besser dar. Insbesondere bleiben die ursprünglich definierten Funktionen, deren Untersuchung Ziel der Ökobilanz ist, als die eigentlichen Untersuchungsobjekte bestehen und werden nicht durch weitere Funktionen von Koppelprodukten ergänzt. Im Prinzip liegt nur ein methodischer Unterschied vor, inhaltlich führen beide Wege zu demselben Ergebnis.

3. Ist eine Allokation unumgänglich, so sind nach pr EN ISO 14041, 1997, S. 22, die physikalischen Beziehungen zwischen den betroffenen Produkten maßgeblich. Ein Vorgehen auf dieser Basis wird in Dinkel et al., 1996, S. 30, als “Aufteilungsprinzip” bezeichnet. Als physikalische Kriterien kommen z.B. Masse oder Energieinhalt in Frage. Zu beachten ist, daß bei dieser Vorgehensweise in der Regel alle vorangegangenen Prozesse der Aufteilung unterzogen werden müssen. Als Ergebnis entsteht für den betroffenen Lebensweg eine Entlastung vom gesamten vorangegangenen Energieeinsatz und allen vorangegangenen Umweltbelastungen um einen bestimmten Prozentsatz.

4. Denkbar ist jedoch noch eine andere Vorgehensweise, die in Boustead, 1997, S. 17, praktiziert wird. Dort erfolgt, wenn in einem Prozeß ein Hauptprodukt und zusätzlich Dampf als energiereiches Nebenprodukt anfällt, eine Gutschrift der Energie des Dampfes für das Hauptprodukt. Die im Prozeß entstehenden Emissionen sowie der Primärenergieeinsatz bleiben unberührt, das heißt, bleiben weiterhin vollständig dem Hauptprodukt zugeschrieben. Für diesen Fall wird in dieser Arbeit der Begriff energetisches Nebenprodukt gewählt. Diese Vorgehensweise wird nur für die Daten übernommen, in denen eine entsprechende Allokation in aggregierter Form enthalten ist. Nach der hier vertretenen Auffassung ist dieses Vorgehen dann die beste Lösung des Allokationsproblems, wenn die Hauptprodukte alleiniger Zweck des Prozesses sind und die Herstellung der Hauptprodukte nicht möglich ist, ohne daß die Nebenprodukte zwangsläufig und unbeabsichtigt anfallen.

In der vorliegenden Arbeit werden Allokationsprobleme also wie folgt angegangen:

1. Vermeidung von Allokationen durch Substitutionsprinzip
2. Aufteilungsprinzip, ggf. als Zuordnung als energetisches Nebenprodukt

Die konkrete Anwendung eines Zuordnungsprinzipes innerhalb der Lebenswege wird jeweils ausführlich diskutiert.

4.1.3 Abfallverwertung

Für die Abfallverwertung sollen bei allen betrachteten Produkten für alle nicht produktspezifischen Umstände jeweils analoge Rahmenbedingungen angenommen werden. Konkret ist damit das für diese Arbeit angenommene Verwertungsszenario sowie die jeweilige Sammlung des Abfalls gemeint. In diesem Zusammenhang wird auch die Erfolgsquote der jeweiligen Wertstoffsammlung und die Behandlung der Restfraktion diskutiert.

Für die biologisch abbaubaren Produkte wird als Verwertungsweg die biologische Abfallbehandlung, und zwar alternativ Kompostierung oder Vergärung mit Nachrotte, unterstellt. Die grundsätzliche Eignung von Produkten aus biologisch abbaubaren Werkstoffen für die Kompostierung ist gemäß Länderarbeitsgemeinschaft Abfall (LAGA, 1995, S. 11) gegeben. Auch im Entwurf der Bioabfallverordnung, 1997, Anhang 1, sind diese Produkte als für eine Verwertung auf Flächen geeignete Bioabfälle eingestuft.

Die biologische Abbaubarkeit oder Kompostierbarkeit war Bedingung für die Auswahl der Untersuchungsobjekte. Für die hier betrachteten Produkte ist die biologische Abbaubarkeit oder Kompostierbarkeit nach verschiedenen Methoden belegt. Erst seit 1997 liegt die DIN 54900, 1997, vor, in der die Prüfung der Kompostierbarkeit von polymeren Werkstoffen geregelt ist. Die Kompostierbarkeit ist daher noch nicht durchgängig nach dieser Norm belegt.

Für die Eignung der betrachteten Produkte zur Vergärung liegen keine spezifischen Nachweise vor. Innerhalb der deutschen Normung gibt es derzeit auch noch keine Grundlage dafür. Gemäß Gartiser, 1997, S. N5, sind entsprechende Normungsarbeiten zu erwarten. In dieser Arbeit wird davon ausgegangen, daß sich die betrachteten Produkte auch für die Vergärung eignen.

Mit dem Verwertungsweg der biologischen Abfallbehandlung wird eine Situation beschrieben, die in Deutschland derzeit nicht flächendeckend realisiert ist. Das erfordert einige Erläuterungen:

Gemäß Verpackungsverordnung, 1991, § 3, fallen Lebensmittelverpackungen und Einweggeschirr unter die Definition für Verkaufsverpackungen. Für Verkaufsverpackungen sieht § 6 der Verpackungsverordnung, 1991, die Rücknahme und eine stoffliche Verwertung vor. Die Rücknahmeverpflichtung trifft dabei grundsätzlich den Vertreiber. Allerdings entfällt diese Verpflichtung dann, wenn ein flächendeckendes Sammelsystem eingerichtet wird, für das insbesondere bestimmte Sammel- und Verwertungsquoten nachweisbar sind. Ein derartig flächendeckendes Sammel- und Verwertungssystem besteht in Deutschland derzeit unter dem Dach der Duales System Deutschland GmbH. Festgeschrieben gemäß Anhang Verpackungsverordnung, 1991, sind die Sammlung und Verwertung von Glas, Weißblech, Aluminium, Pappe, Papier, Kunststoff und Verbunden. Für biologisch abbaubare Materialien gibt es dort keine Regelung. Damit besteht für eine gezielte Verwertung biologisch abbaubarer Materialien derzeit keine Grundlage im Rahmen der Verpackungsverordnung. Zudem existiert kein flächendeckendes spezifisches Sammelsystem für biologisch abbaubare Materialien. Gemäß Schroeter, 1997, S. 91, ist daher zur Zeit eine breite Anwendung biologisch abbaubarer Verpackungen nicht vorstellbar. Für die hier vorgenommene Bilanzierung wird daher entgegen der soeben beschriebenen Rahmenbedingungen eine flächendeckende Sammlung und eine separate Verwertung unterstellt, weil damit überhaupt erst ein nennenswerter Einsatz biologisch abbaubarer Materialien denkbar wird. Diese Annahme ist insofern realistisch, weil zum einen im Rahmen der Novellierung der Verpackungsverordnung eine Regelung für biologisch abbaubare Materialien diskutiert wird. Konkrete Vorschläge zur Einbeziehung biologisch abbaubarer Erzeugnisse in die Verpackungsverordnung liefert Rummler, 1997. Zum anderen wird gemäß Schroeter, 1997, S. 91, derzeit in einem Forschungsprojekt an einem Konzept zur Entsorgung von Verpackungen aus biologisch abbaubaren Werkstoffen gearbeitet.

Damit ist das hier gewählte Szenario für die Zukunft durchaus realistisch. Konkret wird, analog zu den Vergleichsprodukten aus Kunststoff, eine Sammlung der biologisch abbaubaren Abfälle als “Biomüll” im Holsystem angenommen. Dabei kann nicht davon ausgegangen werden, daß tatsächlich 100 % der biologisch abbaubaren Abfälle über das Sammelsystem erfaßt werden können. Für die Erfolgsquote der Sammlung wird analog zur Erfassungsquote für Wertstoffe gemäß Verpackungsverordnung, Anhang, ein Wert von 80 % unterstellt. Für den Rest von 20 % wird, analog zu den hier betrachteten Vergleichsprodukten, eine thermische Verwertung angenommen.

Für die hier betrachteten Kunststoffprodukte wird grundsätzlich die derzeit in Deutschland herrschende Situation gemäß Verpackungsverordnung zugrundegelegt. Demnach sind Verkaufsverpackungen grundsätzlich stofflich zu verwerten. Eine Definition der stofflichen Verwertung liefert das Kreislaufwirtschafts- und Abfallgesetz, 1994. Es existieren viele in Frage kommende Verwertungsverfahren, die sich grundsätzlich in roh- und werkstoffliche Verfahren einteilen lassen. Für das in dieser Arbeit zugrundegelegte Verwertungsmodell werden die separate Sammlung von Kunststoffabfällen innerhalb eines Wertstoffgemisches und ein separates Holsystem betrachtet. Analog zu den biologisch abbaubaren Produkten kann nicht von einer 100 %igen Erfassung und Verwertung aller Kunststoffe ausgegangen werden. Gemäß DRK, 1997, wurden 1996 68 % der Kunststoffverkaufsverpackungen gemäß Verpackungsverordnung verwertet. Dieser Wert wird für diese Arbeit für die Verwertung gemäß Verpackungsverordnung herangezogen. Für den Rest von 32 % wird thermische Verwertung angenommen.

Mit den beschriebenen Verwertungswegen wurden Situationen unterstellt, die nach der hier vertretenen Auffassung ein realistisches Szenario für die vergleichende Ökobilanz von biologisch abbaubaren und konventionellen Verpackungen und Geschirren darstellen. Eine Untersuchung weiterer möglicher Verwertungswege ist nicht Gegenstand dieser Arbeit. Ebenso werden keine Sensitivitätsanalysen zu möglichen Variationen dieses Szenarios durchgeführt.

Für alle Produkte geht ein möglicher Stoff- und Energiegewinn aus der Abfallbehandlung ein. Für den Energiegewinn wird in allen relevanten Fällen eine Erzeugung elektrischen Stroms unterstellt und ein für das Verfahren spezifischer Wirkungsgrad verwendet. Eine Nutzung der thermischen Energie wird nicht berücksichtigt. Nach Hoffmann et al., 1995, S. 4, ist die gleichzeitige Nutzung von Wärme und Strom aus Abfallbehandlungen zwar ein für die Zukunft wünschenswertes Szenario, in den für diese Arbeit verwendeten Datengrundlagen wird jedoch durchgängig lediglich die Gewinnung elektrischer Energie betrachtet.

4.1.4 Lebensmittelreste

Lebensmittelverpackungen und Geschirren haften nach Benutzung Lebensmittelreste an. Diese anhaftenden Lebensmittelreste werden in dieser Arbeit wie die Verpackungen bzw. Einweggeschirre selbst als zu verwertender Abfall eingestuft. Die durch die Entsorgung der Lebensmittelreste verursachten Umweltwirkungen sind vom jeweiligen Verwertungsweg der Verpackungen bzw. der Geschirre abhängig und werden daher einheitlich diesen zugeordnet. Die Lebensmittelreste treten damit jeweils mit der Entnahme des Lebensmittels in die hier betrachteten Lebenswege ein.

Für Lebensmittelverpackungen, die in Großküchen verwendet werden, liefert Hagsphil, 1997, Daten zum Verschmutzungsgrad durch anhaftende Lebensmittelreste. Für Kunststoffverpackungen von Frischware geht aus Hagsphil, 1997, S. 100, ein Bereich von 5 - 220 % an anhaftenden Lebensmittelresten bezogen auf die Verpackungsmasse hervor. Es ergibt sich dort als Mittelwert etwa 46 % bezogen auf die Verpackungsmasse. Für Geschirr liegen keine derartigen Daten vor, hier kann lediglich der Wert von 46 % als Annahme übernommen werden.

Um die Daten auf diese Arbeit anwenden zu können, muß eine Verknüpfung mit der hier gewählten Untersuchungseinheit erfolgen. Im Rahmen der Festlegung der Untersuchungseinheit wurde bereits diskutiert, daß für die hier betrachteten Produkte funktionelle Äquivalenz jeweils gleicher Massen angenommen wird. Wendet man den Mittelwert für Kunststoffverpackungen nach Hagsphil auf die hier betrachtete Bilanzierung an, so ergibt sich, daß pro Tonne produzierter Verpackung bzw. Geschirr insgesamt 1,46 t verschmutzten Abfalls zu entsorgen sind.

Innerhalb der hier betrachteten Lebenswege sind die anhaftenden Lebensmittelreste für die sich im Vergleich gegenüberstehenden biologisch abbaubaren und konventionellen Produkte immer von gleicher Qualität und Quantität, weil ja jeweils Produkte werden, für die funktionelle Äquivalenz angenommen wird. Allerdings ist davon auszugehen, daß diese gleichen Lebensmittelreste in den unterschiedlichen Verwertungswegen unterschiedliche Umweltwirkungen verursachen. Für eine detaillierte Betrachtung dieses Aspektes wären weitere Annahmen zur Zusammensetzung der anhaftenden Lebensmittelreste und die dadurch verursachten Umweltwirkungen für die einzelnen Verwertungswege erforderlich. Als Folge davon würden die Verwertungsmodelle durch eine spezifische Berücksichtigung der anhaftenden Lebensmittelreste sehr komplex. Daher wird eine Vereinfachung vorgenommen:

Es erfolgt eine Differenzierung nach Energieaufwendungen und Energiegewinn mit Emissionen. Bei den mit der Entsorgung verbundenen Energieaufwendungen wird die durch die Lebensmittelreste erhöhte Masse an Abfall berücksichtigt. Diese Verfahrensweise ist plausibel und ohne weitere Annahmen machbar, da die entsprechenden Energieaufwendungen jeweils auf die Masse bezogen sind. Pro Tonne reiner Verpackung bzw. Geschirr werden also zusätzlich 460 kg anhaftender Lebensmittelreste in die Untersuchung einbezogen.

Beim Energiegewinn und den Emissionen aus dem Verwertungsprozeß wird grundsätzlich davon ausgegangen, daß anhaftende Lebensmittelreste nur von untergeordneter Bedeutung sind. Insbesondere kann dann kein erheblicher Energiegewinn erzielt werden, wenn ein hoher Wassergehalt vorliegt. Die Unterschiede in den sich aus den verschiedenen Verwertungswegen ergebenden Umweltwirkungen werden daher vernachlässigt. Das heißt, daß unterstellt wird, daß die Umweltwirkungen der Lebensmittelreste aus dem Verwertungsprozeß für die sich jeweils im Vergleich gegenüberstehenden Produkte gleich sind. Für den Energiegewinn und die Emissionen im Verwertungsprozeß werden daher jeweils lediglich die reinen Verpackungen bzw. das reine Geschirr berücksichtigt.

Es folgt nun die Vorstellung der Lebenswege der betrachteten Produkte. Die einzelnen Lebenswege werden in Lebenswegabschnitte und diese, soweit nach der Transparenz der Datengrundlagen möglich, in Module zerlegt.

Dabei wird angenommen, daß sich die Lebenswege der biologisch abbaubaren Produkte von den herkömmlichen Produkten im Lebenswegabschnitt Befüllung/Handel/Gebrauch/Sammlung generell nicht unterscheiden. Dieser Lebenswegabschnitt wird daher für alle betrachteten Produkte nicht berücksichtigt.

4.2 Lebensweg A: Folie aus thermoplastischer Stärke (TPS)

4.2.1 Lebenswegabschnitte

Lebenswegabschnitt 1: Pflanzenproduktion

Gesamtmodul Kartoffelproduktion, Gesamtmodul Maisproduktion

Lebenswegabschnitt 2: Rohstoffgewinnung

Modul Stärkegewinnung aus Kartoffeln, Modul Sorbitgewinnung aus Mais, Modul Verarbeitung zu thermoplastischer Stärke

Lebenswegabschnitt 3: Herstellung

Modul Folienblasen

Lebenswegabschnitt 4: Modul Befüllung/Handel/Gebrauch/Sammlung

Lebenswegabschnitt 5: Biologische Abfallbehandlung

Modul Kompostierung/Vergärung, Modul thermische Verwertung

Transporte

4.2.2 Erläuterungen

Wichtigste Datengrundlage für diesen Lebensweg ist die Ökobilanz stärkehaltiger Kunststoffe des Schweizer Bundesamtes für Umwelt, Wald und Landschaft, Dinkel et al., 1996. Die Einzeldaten in dieser Ökobilanz sind allerdings zu Gesamtmodulen aggregiert, die es nur bedingt erlauben, Einzelheiten nachzuvollziehen. Daher müssen, um die Daten verwenden zu können, einige Annahmen komplett übernommen werden. Gemäß Dinkel et al., 1996, besteht TPS aus Stärke und Sorbit, wobei die verwendete Stärke ausschließlich aus Kartoffeln und das Sorbit aus Mais hergestellt wird. Die Module des Lebenswegabschnittes Rohstoffgewinnung enthalten bei Dinkel et al., 1996, in hochaggregierter Form Daten für die jeweilige Herstellung von Kartoffelstärke und von Sorbit aus Mais. Weil diese hier verwendet werden sollen, müssen auch die Einsatzmengen an Kartoffeln und Mais darauf abgestimmt sein und werden daher ebenfalls übernommen. Für 1 t TPS werden demnach 2,211 t Kartoffeln für die Stärkegewinnung und 0,448 t Mais für die Sorbitgewinnung benötigt. Das entspricht einem Einsatz von etwa 83 % Kartoffeln und 17 % Mais für TPS.

Gemäß Fachverband, 1997, wurde in Deutschland 1996 Stärke (und damit auch Sorbit als Verarbeitungsprodukt aus Stärke) bezogen auf die Rohstoffe zu 69 % aus Kartoffeln, zu 15 % aus Mais und zu 16 % aus Weizen hergestellt. Der für diesen Lebensweg verwendete Einsatz an Kartoffeln und Mais entspricht damit nicht exakt den in Deutschland üblichen Verhältnissen in der Stärkeproduktion. Insbesondere ist die Stärkeproduktion aus Weizen nicht berücksichtigt. Die Übernahme der Einsatzverhältnisse von Kartoffeln und Mais aus Dinkel et al., 1996, für diese Arbeit ergibt sich aus der mangelnden Verfügbarkeit anderer brauchbarer Daten und der dort vorgenommenen hohen Aggregation.

Für den Lebenswegabschnitt 1, liegen für das Gesamtmodul Kartoffelproduktion zwei Ökobilanzstudien vor, zum einen die Ökobilanz nachwachsender Energieträger von Kaltschmitt/Reinhardt, 1997, und zum anderen die Ökobilanz stärkehaltiger Kunststoffe von Dinkel et al., 1996. Nach den im Kapitel 3, Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens, dargestellten Präferenzkriterien werden die Daten aus Kaltschmitt/Reinhardt, 1997, denen aus Dinkel et al., 1996, vorgezogen. Wesentliche Details beider Ökobilanzstudien für das Gesamtmodul Kartoffelproduktion werden im folgenden kurz vorgestellt:

Die Ökobilanzierung der Pflanzenproduktion wird in Kaltschmitt/Reinhardt, 1997, anhand der Einzelmodule Landbearbeitung, Betriebsmittelbereitstellung und Referenzsystem vorgenommen. Das Modul Landbearbeitung beschreibt den Energieeinsatz und die Emissionen aus der Bereitstellung und der Verwendung von Diesel bei den Feldarbeiten mit Ackerschleppern. Das Modul Betriebsmittelbereitstellung liefert entsprechende Energie- und Emissionsdaten zu Dünge- und Pflanzenschutzmitteln sowie Saatgut. Daten zur Herstellung von Stickstoff-, Phosphor-, Kalium und Calciumdünger sind dabei Patyk/Reinhardt, 1997, entnommen. Grundsätzlich wird keine Ausbringung von Gülle berücksichtigt, weil als Grundszenario der Landbau ohne Viehhaltung betrachtet wird.

Von Kaltschmitt/Reinhardt, 1997, wird zudem ein landwirtschaftliches Referenzsystem “Brache” für den Pflanzenanbau unterstellt, S. 74 ff. Das landwirtschaftliche Referenzsystem beschreibt die landwirtschaftlich genutzten Fläche, wenn diese nicht entsprechend genutzt würde. Das Problem stellt sich, weil die landwirtschaftliche Nutzfläche ja auch dann, wenn keine Nutzung erfolgt, als solche vorliegt. Kaltschmitt/Reinhardt, 1997, unterstellen dafür die einjährige Brache. Für diese Brache werden Bearbeitungsmaßnahmen und Betriebsmittel berücksichtigt. Auch daraus ergeben sich Umweltwirkungen, die im Fall der Nichtnutzung einer Fläche anfallen. Für den Fall der Nutzung werden diese Umweltwirkungen dem genutzten Produkt “gutgeschrieben”.

Für Einzelheiten zum Referenzsystem muß auf Kaltschmitt/Reinhardt, S. 74 ff., verwiesen werden, denn für dieses Modul sind dort viele Annahmen gemacht worden. Nach der hier vertretenen Auffassung beschreibt dieses Modell die Realität zutreffend, weil durch die Brache praktisch die Erhaltung der Fläche als landwirtschaftliche Nutzfläche in die Bilanz integriert wird. Die Fläche ist im Anschluß an das Referenzmodell Brache in einem ebenso nutzbaren Zustand wie nach dem Pflanzenanbau, so daß ein gleichartiger Zustand der betrachteten Fläche gegeben ist. Berücksichtigt man hingegen kein Referenzsystem, unterstellt man praktisch keinerlei Bearbeitung. Damit ist die Fläche im Anschluß an die Brache nicht in einem unmittelbar nutzbaren Zustand.

Aus Kaltschmitt/Reinhardt, 1997, Tab. 9-34, S. 179, geht die Handhabung des Koppelproduktes Kartoffelkraut hervor. Demnach werden Ernterückstände auf den Stickstoffbedarf der Pflanzen angerechnet. Dadurch wird einerseits unterstellt, daß das Kartoffelkraut auf dem Feld verbleibt. Andererseits wird angenommen, daß damit für die Folgefrucht mineralischer Stickstoffdünger substituiert wird. Diese Verfahrensweise wird für diese Arbeit übernommen.

[...]

Ende der Leseprobe aus 130 Seiten

Details

Titel
Ökobilanz von biologisch abbaubaren Verpackungen und Geschirren. Be- oder Entlastung der Umwelt?
Hochschule
Christian-Albrechts-Universität Kiel
Note
1
Autor
Jahr
1998
Seiten
130
Katalognummer
V185233
ISBN (eBook)
9783668299375
ISBN (Buch)
9783867461382
Dateigröße
990 KB
Sprache
Deutsch
Schlagworte
ökobilanz, geschirr, verpackungen, entlastung, umwelt
Arbeit zitieren
Sandra Döring (Autor:in), 1998, Ökobilanz von biologisch abbaubaren Verpackungen und Geschirren. Be- oder Entlastung der Umwelt?, München, GRIN Verlag, https://www.grin.com/document/185233

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