5. Exemplarische Anwendung

Kupferschrotte bzw. aufbereitete sekundäre Kupferquellen finden in zwei metallurgischen Verfahrensrouten Einsatz – in der reinen sekundären und in der primären Kupfermetallurgie. In der primären Metallurgie, die, wie der Name vermuten lässt, hauptsächlich Kupfer aus Erzkonzentraten gewinnt, können jedoch nur sehr reine Kupferschrotte eingesetzt werden. Kupferfraktionen mit Konzentrationen unter 90 % müssen über die eigens dafür ausgelegte sekundäre Kupfermetallurgie aufbereitet werden. Beide Verfahrensrouten funktionieren pyrometallurgisch mit einer finalen elektrolytischen Raffination. ¹ Im Falle von hochreinen Schrotten, kann auf eine pyro- und elektrometallurgische Raffination verzichtet und ein direktes Umschmelzen der Schrotte vorgenommen werden (Schlesinger et al. 2011). Detaillierte Beschreibungen der metallurgischen Prozesse sowie eine Auflistung aller relevanten Prozessdaten können Appendix II des elektronischen Zusatzmaterials entnommen werden.

Das Kupferrecycling aus sekundären Quellen läuft in den meisten Fällen analog zu dem typischen Recyclingverfahrensschema ab, das in Abbildung 2.​3 (Abschnitt 2.​1) illustriert ist. Altautos, Elektroaltgeräte, Kabelschrotte und Rostaschen werden nach der Sammlung über mechanische und physikalische Trenn- und Separationsverfahren in unterschiedliche Metallfraktionen getrennt, die wiederum in die entsprechenden metallurgischen Verfahren eingebracht werden. Bau- und Abbruchabfälle weichen leicht vom typischen Recyclingverfahren ab. Im Falle dieser sekundären Quelle findet die Sammlung im Grunde zeitgleich mit der mechanischen Aufbereitung statt. Man spricht hier von einem selektiven Rückbau, also einer Separation der sekundären Quellen in die entsprechenden Stofffraktionen am Ort des Anfallens.

Für die meisten Transporte, die für das Kupferrecycling notwendig sind, sind LKWs angenommen. Ausnahmen sind die Sammlungen der Elektroaltgeräte und Altautos. Diese werden typischerweise von den Endkonsumenten per PKW vorgenommen. Die Sammel- und Transportdistanzen sind basierend auf realen Standorten der Sammelstellen und Aufbereitungsbetrieben ermittelt. Ausführliche Beschreibungen der Prozesse, Transporte und der Prozessdatenermittlung sind Kapitel B.1 in Appendix II des elektronischen Zusatzmaterials zu entnehmen. Die generierten sekundärquellenspezifischen Prozessdaten der Modellbildung sind in Tabelle  5.2 enthalten.

Abbildung  5.3 zeigt das Modell des Kupferrecyclingsystems, das mit der Software Umberto LCA+ ^® erstellt ist (nachfolgend als Umberto-Modell bezeichnet), in einer Sankey Darstellung. Die grünen Pfeile geben dabei die KEA an. Je breiter ein Pfeil, desto höher ist der KEA. Grüne Kreise stehen für Inputstellen (Energie, Materialien), rote Kreise für Outputstellen (Emissionen, Abfälle, Produkte) eines Prozesses. Gelbe Kreise sind Verbindungsstellen zwischen zwei Prozessen. Vierecke mit blauen Rändern und weißer Füllung stellen die Foregroundprozesse dar, also die eigentlichen Recycling- bzw. Transportprozesse, deren Prozessdaten in Tabelle  5.2 enthalten sind. Vierecke mit blauen Rändern und gelber Füllung sind Backgroundprozesse, die wiederum die Energie- und Materialinputs der Foregroundprozesse bereitstellen und alle damit verbundenen Aufwände (KEA, CO ₂eq usw.) abdecken.

Die verschiedenfarbigen Bereiche unterteilen die Recyclingkette in die jeweiligen Phasen (Sammlung, Aufbereitung etc.) und ermöglichen so eine differenzierte Auswertung. Die gepunkteten Linien sind ein rein visuelles Hilfsmittel. Sie grenzen die Recyclingverfahren der jeweiligen sekundären Quellen voneinander ab. Die Aufwände des Recyclings der sekundären Quellen sind im abgebildeten Modell auf jeweils 1 kg recyceltes Kupfer skaliert. Die Breite der grünen Pfeile, die nach der Phase der Metallurgie in einer Outputstelle zusammenlaufen, gibt an, welcher KEA für das Recycling von 1 kg Kupfer aus den jeweiligen sekundären Quellen benötigt wird. Diese Pfeile sind über die Recyclingverfahren hinweg aus den jeweiligen Backgroundprozessen gespeist. Pfeile, die innerhalb der Phasen die Recyclingkette in eine Outputstelle verlassen, sind auf Allokationen zurückzuführen, also Zurechnungen der Aufwände auf die verschiedenen Kuppelprodukte (siehe auch Abschnitt  4.​3.​4).

Abbildung  5.3 veranschaulicht, dass das Recycling von Kupfer, selbst aus relativ hoch konzentrierten Quellen wie Elektroaltgeräten oder Kabelschrotten, eine Reihe von Transporten und Aufbereitungsschritten benötigt, die jeweils unterschiedliche KEA erfordern. Beim Recycling der sekundären Quellen Kabelschrott, Bau- und Abbruchabfälle und Rostasche sind jeweils zwei Recyclingpfade modelliert. Bei Kabelschrotten ist der Recyclingpfad von der Qualität der aufbereiteten Kupferfraktionen abhängig. Hochreine Fraktionen können direkt umgeschmolzen werden, weniger reine Fraktionen gehen in die metallurgische Aufbereitung. Bei Bau- und Abbruchabfällen geht ein Teil der rückgebauten kupferhaltigen Fraktionen in eine weitere Aufbereitung. Für das Kupferrecycling aus der sekundären Quelle der Rostasche existieren zwei fundamental unterschiedliche Logistiksysteme.

Die anhand des Kupferrecyclingmodells ermittelten allozierten \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) des Kupferrecyclings sind in Abbildung  5.4 in einem Balkendiagramm veranschaulicht. Die Sammlung weist für alle sekundären Quellen einen nur geringen Anteil an den Gesamtaufwänden auf. Das ist auf die Massenallokation zurückzuführen, die der Sammlung unterstellt ist. Die relativ geringen Kupferkonzentrationen der sekundären Quellen haben somit keinen Einfluss auf die Aufwände der Sammlung. Ein weiterer Grund für die geringen Sammelaufwände ist die ausgeprägte Infrastruktur, die für das Kupferrecycling im Speziellen, aber auch für das Recycling der relevanten sekundären Quellen im Allgemeinen, existiert. So müssen durchschnittlich nur 3 km bei Elektroaltgeräten und 9 km bei Altautos zu den Sammelstellen zurückgelegt werden (siehe auch Abschnitt B.1.3.2 in Appendix II des elektronischen Zusatzmaterials). Auch die Aufwände der weiteren Transporte fallen eher gering aus. Gründe dafür sind ebenfalls Allokationseffekte und die gute Recyclinginfrastruktur.

Die KEA der mechanischen Aufbereitung fallen bei allen sekundären Quellen relativ hoch aus. Das ist auf die Kupferkonzentrationen zurückzuführen, die am Anfang der Prozesskette noch am geringsten sind und die Aufwände für 1 kg Kupfer entsprechend hoch ausfallen lassen. Dennoch sind die Aufwände der mechanischen Aufbereitung bereits entscheidend durch Allokationseffekte abgeschwächt, das ist u. a. in Abbildung  5.3 ersichtlich. Eine differenzierte Auflistung aller Modellergebnisse – mit und ohne Allokationen – kann Kapitel C.1 des Appendix III des elektronischen Zusatzmaterials entnommen werden. Welche Aufwände die Metallurgie benötigt, ist durch die Reinheit der Kupferfraktion bestimmt, die in diesen Prozessschritt eingebracht wird. So ist z. B. die Kupferfraktion, die in der Altautoaufbereitung erzeugt wird, verhältnismäßig unrein und weist eher niedrige Kupferkonzentrationen auf. Somit fallen auch die KEA der Metallurgie relativ hoch aus.

Abbildung  5.4 zeigt, dass die \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) des Kupferrecyclings je nach sekundärer Quelle sehr unterschiedlich ausfallen können. Kupferrecycling ist also keineswegs gleich Kupferrecycling. Das Recycling von Kupfer aus Bau- und Abbruchabfällen benötigt die höchsten \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\), gefolgt von Rostasche, Altautos und Elektroschrott. Die geringsten \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) und damit auch die geringsten CO ₂eq-Emissionen verursacht das Kupferrecycling aus Kabelschrotten. Diese sekundäre Quelle weist auch die höchste Kupferkonzentration auf. Eine Korrelationsanalyse der allozierten \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) des Kupferrecyclings und den Kupferkonzentrationen der sekundären Quellen – siehe Abbildung  5.5 – zeigt einen deutlichen Zusammenhang dieser beiden Werte mit einem Bestimmtheitsmaß von R ² = 0,988.

Die Auswertung in Abbildung  5.5 zeigt, dass die \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) des Kupferrecyclings bei abnehmenden Konzentrationen über alle sekundären Quellen hinweg einem Potenzwachstum folgen. Im einleitenden Abschnitt 1.​1.​2 ist aufgezeigt, dass über die vergangenen Jahrzehnte ein Trend der sinkenden Metallkonzentrationen zu beobachten war. In diesem Zusammenhang kommt die Frage auf, wie sich die \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) bei Änderungen der Kupferkonzentrationen in den sekundären Quellen verhalten. Um das zu untersuchen, müssen bestimmte Annahmen getroffen werden. Denn wenn die Konzentration eines Materials – in diesem Fall die Kupferkonzentration – in einer sekundären Quelle sinkt oder steigt, ändern sich automatisch die Konzentrationen aller anderen Materialien in dieser sekundären Quelle. Aktive Konzentrationsänderungen sind ebenfalls denkbar durch z. B. Substitution des Kupfers durch andere Materialien. Selbst wenn Informationen zu den Konzentrationsänderungen gegeben wären, ist nicht bekannt, wie sich die Konzentrationsänderungen auf die Recyclingeffizienzen der einzelnen Metalle und Prozesse auswirken. Somit können auch keine verlässlichen Allokationsfaktoren bestimmt werden. Es sind daher die Annahmen getroffen, dass sowohl die Allokationsfaktoren als auch die Recyclingeffizienzen für Kupfer konstant bleiben. Basierend auf diesen Annahmen kann anhand des parametrisierten Recyclingmodells annähernd ermittelt werden, wie sich die \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) des Kupferrecyclings bei Änderungen der Kupferkonzentration verhalten. Diese Auswertung ist ebenfalls in Abbildung  5.5 veranschaulicht.

Die nach der Kupferkonzentration parametrisierten \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) des Recyclings der fünf sekundären Quellen weisen alle ein Potenzwachstum auf – denn je geringer die Konzentration, desto mehr Masse muss an sekundären Quellen transportiert und aufbereitet werden. Dieser Effekt ist bereits aus der Primärgewinnung von Metallen bekannt (Norgate und Jahanshahi 2010). Die oben getroffenen Annahmen können dabei signifikante Auswirkungen auf die \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) haben. Würden sich die Allokationsfaktoren entsprechend der Änderungen der Konzentrationen anpassen, wären die Auswirkungen auf die \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) geringer. ² Die \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) würde also unelastischer auf Konzentrationsänderungen reagieren und die in Abbildung  5.5 abgebildeten Aufwandsfunktionen entsprechend flacher ausfallen. Auffällig ist, dass die Aufwandsfunktionen je nach sekundärer Quelle unterschiedliche Steigungsverläufe aufweisen. Die \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) des Kupferrecyclings aus sekundären Quellen mit hohen Konzentrationen steigen mit abnehmender Konzentration stärker an als die des Recyclings aus sekundären Quellen mit geringeren Konzentrationen. D. h. wäre die Konzentration an Kupfer in Kabelschrott so gering wie bspw. in Altautos, dann würde das Kupferrecycling aus Kabelschrott einen höheren \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) benötigen, als es derzeit bei Altautos der Fall ist. Das ist darauf zurückzuführen, dass die sekundären Quellen mit höheren Konzentrationen relativ hohe KEA pro Masseneinheit Durchsatz \(({{KEA}_{D}} \left( {x_{i} } \right))\) benötigen. Die geringeren KEA pro Masseneinheit recyceltes Kupfer \(({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right))\) aus z. B. Kabelschrott oder Elektroaltgeräten resultieren ausschließlich aus deren hohen Kupferkonzentrationen.

Ein hoher \({{KEA}_{D}} \left( {x_{i} } \right)\) kann auf unterschiedliche Ursachen zurückgeführt werden. So kann zum einen die Komplexität der sekundären Quelle dafür verantwortlich sein, die ein entsprechend umfangreiches und aufwändiges Recycling benötigt. So weist z. B. eines der führenden deutschen Aufbereitungsunternehmen von Kabelschrott darauf hin, dass Kabel, die zwar auf den ersten Blick nicht sonderlich komplex erscheinen, einen starken Materialverbund aufweisen. Das bezieht sich insbesondere auf die Kunststoffummantelung des Metallkerns. Um diesen Materialverbund aufzutrennen, muss sehr fein zerkleinert werden (siehe auch Abschnitt 2.​2), was einen entsprechend hohen Energiebedarf benötigt (Cablo GmbH 2017b). Neben der Komplexität der sekundären Quelle können auch die Recyclingeffizienzen der Aufbereitungsprozesse eine Rolle spielen. Hohe Kupferkonzentrationen bedeuten einen hohen ökonomischen Anreiz Kupfer gezielt zu recyceln, und das mit möglichst hohen Ausbeuten. Um möglichst viel Kupfer zu recyceln, müssen die Verluste gering bzw. die Recyclingeffizienzen hochgehalten werden. Das bedeutet einen feineren Aufschluss in der mechanischen Aufbereitung (siehe Abschnitt 2.​2) oder die direkte Eingabe der sekundären Quelle zu geringeren Konzentrationen in die Metallurgie, um kein Kupfer in der mechanischen Aufbereitung zu verlieren. In beiden Fällen ist ein Mehraufwand an Energie notwendig, um die höheren Recyclingeffizienzen zu erzielen (Hagelüken 2006). Die Aufwände sind also maßgeblich, aber nicht ausschließlich durch die Konzentrationen bestimmt. Auch die Komplexität der sekundären Quellen und die zu erzielenden Recyclingeffizienzen haben entscheidenden Einfluss.

Abschnitt 5.2.3 und 5.2.4 enthalten alle notwendigen Daten der sekundären Gewinnung, um die Ermittlung der energetisch optimalen EoL-RQ nach der in Abschnitt 4.​2 erläuterten Methode vornehmen zu können. Die Werte der primären Kupfergewinnung, die ebenfalls für diese Analyse benötigt werden, sind in diesem Abschnitt ermittelt. In Abschnitt 4.​4.​1 ist bereits erläutert, dass aufgrund unterschiedlicher Erzgehalte, Lagerstättentypen und Gewinnungsmethoden die Aufwände der primären Gewinnung stark voneinander abweichen können. Nachfolgend ist daher die Bildung eines entsprechenden Mittelwertes dokumentiert.

Die primäre Kupfergewinnung wird von zwei Verfahren dominiert, die im Wesentlichen durch die Lagerstättentypen d. h. die Beschaffenheit des Kupfererzes bestimmt sind. Sulfidisch gebundene Kupfererze werden üblicherweise über die pyrometallurgische Route gewonnen. Diese Erze machen ca. 80 % des aktuellen Kupferabbaus aus (Norgate und Jahanshahi 2010). Die übliche Konzentration in den Erzen liegt aktuell bei 0,5-1 % (Langner 2011). Der zweite derzeit abbaufähige Lagerstättentyp ist mit ca. 20 % das sogenannte oxidische Kupfererz, das durch hydrometallurgische Verfahrensschritte gewonnen werden kann (Norgate und Jahanshahi 2010). In der Literatur werden hierzu Erzgehalte mit einer sehr ähnlichen Spannweite wie die der sulfidischen Erze erwähnt (Giurco 2005; Norgate und Jahanshahi 2010; Northey et al. 2014; Rankin 2012).

Die Unterschiede in den Lagerstättentypen, Erzgehalten und Aufbereitungsverfahren sind der Grund dafür, dass die in der Literatur verfügbaren Energiebedarfe für die Primärgewinnung von Kupfer stark schwanken. Rankin gibt einen KEA von 33 MJ/kg Cu für die pyrometallurgische Verarbeitung an, für die hydrometallurgische Verarbeitung weist er einen Wert von 64 MJ/kg Cu aus (Rankin 2011, S. 199). Nimmt man ein globales Verhältnis der pyrometallurgischen zur hydrometallurgischen Verarbeitung von 80 % zu 20 % an (Norgate u. Jahanshahi 2010), so ergibt sich ein Gesamtwert von ca. 39 MJ/kg Cu. In einer anderen Studie wird die pyrometallurgische Route mit rund 130 MJ/kg Cu bewertet (Norgate u. Haque 2010). Dieser sehr hohe Wert ist auf das Ignorieren der Kuppelprodukte zurückzuführen, d. h. es wurden hier keine Allokationen vorgenommen. In der Datenbank ecoinvent schwanken die angegebenen Werte je nach geografischer Lage zwischen 32 und 69 MJ/kg Cu (ecoinvent 2018a, 2018b, 2018c). Die International Copper Association (ICA) gibt einen Wert von 47 MJ/kg Cu für den durchschnittlichen nicht-erneuerbaren Primärenergieverbrauch an, der gesamte KEA liegt bei 51 MJ/kg Cu. Die von der ICA angegebenen Werte beziehen sich dabei auf eine Kombination aus pyro- u. hydrometallurgisch gewonnenem Kupfer. Die CO ₂eq-Emissionen sind auf 4,1 kg/kg Cu errechnet (ICA 2017). Der wesentliche Vorteil dieses Datensatzes liegt darin, dass ihm eine umfassende Datenbasis zugrunde liegt. 52 Unternehmen vom Bergbau bis zur Metallurgie, verteilt über vier Kontinente, haben Primärdaten zur Erstellung dieses Datensatzes bereitgestellt. Aus allen verfügbaren Quellen bietet er den umfassendsten Wert der globalen Primärkupferproduktion und ist daher für die nachfolgenden Untersuchungen herangezogen.

Ob sich die Kupfermetallurgie in Zukunft verstärkt auf die pyro- oder hydrometallurgische Aufbereitung verschiebt, kann nur schwer prognostiziert werden. Norgate und Jahanshahi (2010) nehmen an, dass ein verstärkter Einsatz der Hydrometallurgie anzunehmen ist, wenn Erze feiner gemahlen werden müssen. Das ist durchaus möglich, sollten die Erzgehalte, die abgebaut werden, auch weiterhin sinken. Es gibt auch durchaus andere Meinungen, die die Pyrometallurgie als weiterhin dominierende Technologie sehen (Langner 2011; Arndt et al. 2017). In diesem Fall würde sich an der aktuellen Situation wenig ändern. Es ist daher der verstärkte Wandel zur Hydrometallurgie als Zukunftsszenario angenommen. Da der Datensatz der ICA nicht auf die hydrometallurgische Route disaggregiert werden kann, ist für dieses Zukunftsszenario der Wert von Rankin (2011, S. 199) mit 64 MJ/kg Cu angesetzt. Die CO ₂eq-Emissionen liegen bei 6,16 kg/kg Cu. Diese Prognose ist jedoch nur eine ungefähre Abschätzung, da sie mögliche Effizienzgewinne der primären Gewinnung über die Zeit nicht berücksichtigt.

Die sekundären Tantalquellen sind in ihren chemischen und physikalischen Zusammensetzungen so unterschiedlich, dass auch deren jeweilige mechanische und metallurgische Recyclingverfahren fundamental voneinander abweichen. Im Folgenden sind die Recyclingverfahren kurz zusammengefasst, um das erstellte Recyclingmodell und die darauf aufbauenden Auswertungen nachvollziehbar zu machen. Detailliertere Beschreibungen sowie die Erläuterungen und Referenzen zu den Prozessdatenerhebungen der Recyclingverfahren sind in Kapitel B.2 des Appendix II des elektronischen Zusatzmaterials gegeben.

Das Recycling von Tantal aus EoL-Kondensatoren befindet sich bis dato noch in der Forschung. Das angenommene Recyclingverfahren – siehe Abbildung  5.10 – setzt sich daher aus Prozessen im Pilot- bzw. Labormaßstab zusammen. Es sind die Prozesse mit den besten Prozessdaten ausgewählt. Für die metallurgische Aufbereitung konnte auf Prozessdaten des großindustriellen Maßstabes zurückgegriffen werden, da Kondensatoren, die als Produktionsabfälle anfallen, bereits recycelt werden (Schulenburg et al. 2017). Das Recycling von Tantal aus EoL-Kondensatoren benötigt eine umfangreiche und mehrstufige mechanische Aufbereitung, um die Kondensatoren von den Elektroaltgeräten bzw. deren Leiterplatten zu separieren. Die separierten Kondensatoren haben danach einen Tantalgehalt von ca. 50 % (Ueberschaar et al. 2017a). Durch die mechanische Aufbereitung findet also bereits eine wesentliche Konzentrationserhöhung des Tantals statt. Die Kondensatoren werden in einem nachfolgenden Pyrolyseprozess von allen organischen Bestandteilen befreit. Weitere unerwünschte Komponenten werden über zusätzliche mechanische Aufbereitungsschritte entfernt. Über eine hydrometallurgische Aufbereitung wird, unter dem Zusatz von Chlor, aus der aufbereiteten Tantalfraktion reines Tantaloxid erzeugt. Eine finale Reduktion mit Magnesiumdampf reduziert das Oxid zu hochreinem Tantal.

Tantal, das in oxidischer Form in optischen Gläsern gebunden ist, kann über das sogenannte pyrometallurgische Syncon-Verfahren der H.C. Starck GmbH am Standort in Laufenburg und einer finalen Raffination am Standort in Goslar rückgewonnen werden (Schulenburg et al. 2017). Detaillierte Informationen zu diesem Verfahren sind Abschnitt B.2.1 in Appendix II des elektronischen Zusatzmaterials zu entnehmen. Das mengenmäßig größte Anwendungsgebiet der Tantaloxide sind mit fast 100 % die optischen Linsen. Der Großteil ist davon auf Kameralinsen zurückzuführen (Deetman et al. 2017). In der Praxis werden derzeit lediglich Produktionsschrotte von optischen Gläsern einem Recycling zugeführt (Beckmann 2018).

Im Gegensatz zu Kondensatoren und optischen Gläsern findet das EoL-Recycling von Tantal aus Legierungen und Karbiden in der Praxis bereits statt (Nassar 2017; Schulenburg et al. 2017). Allerdings wird das Tantalrecycling dieser beiden sekundären Quellen als Materialverbund vorgenommen, d. h. die einzelnen Materialien dieser sekundären Quellen werden nicht voneinander separiert, sondern im Verbund recycelt. Im Falle der Legierungen handelt es sich beim Recycling lediglich um einen Umschmelzprozess. Aufgrund der hohen Wertigkeit solcher tantalhaltigen Superlegierungen findet meist eine genaue Vorsortierung statt, sodass die Beimengung unerwünschter Legierungsbestandteile weitestgehend ausgeschlossen ist (Eckelman et al. 2014). Um Karbide zu recyceln wird in der Regel der Zink-Prozess angewandt (Kurylak et al. 2016b). Dabei wird unter Argon- oder Stickstoffschutzatmosphäre bei ca. 950 °C dem karbidischen Material Zink beigemengt, was zu einem chemischen Aufschluss des Bindemittels führt. Die stoffliche Zusammensetzung des Karbides ändert sich dabei nicht. Über eine Vakuumdestillation wird im Anschluss das Zink separiert und das Karbid kann erneut eingesetzt werden. Alle sekundärquellenspezifischen Prozessdaten der Modellbildung sind in der nachfolgenden Tabelle  5.5 enthalten.

Die Sammel- und Transportdistanzen des Tantalrecyclings sind, sofern möglich, basierend auf realen Standorten errechnet. Da Kondensatoren und optische Gläser bisher keinem EoL-Recycling zugeführt werden, sind bei deren Simulation der Sammel- und Transportlogistik Annahmen getroffen und Szenarien gerechnet. Kondensatoren und optische Gläser sind in Elektroaltgeräten und Altautos verbaut. Deren Sammeldistanzen entsprechen also denen der Elektroaltgeräte bzw. der Altautos. Auch die Distanzen des Transportes 1 zur weiterführenden Aufbereitungsanlage entsprechen den Distanzen dieser beiden sekundären Quellen. Am Ort der weiterführenden Aufbereitungsanlage ist die Demontage der Leiterplatten angenommen – was in der Praxis auch tatsächlich meist der Fall ist (Fröhlich 2018c). Nach der Demontage kann die weitere Aufbereitung nach zwei Szenarien erfolgen: (1) die Abtrennung der Kondensatoren von den demontierten Leiterplatten findet dezentral bei den weiterführenden Aufbereitungsanlagen statt, oder (2) die Abtrennung findet zentralisiert statt. Bei Szenario (2) muss weiter differenziert werden: (a) die zentrale Abtrennung wird an einem Ort vorgenommen, an dem die restliche Leiterplatte nicht aufbereitet werden kann, oder (b) an einem Ort, an dem die Aufbereitung der Leiterplatte ebenfalls realisiert werden kann. Beim weiterführenden Transport 2 des Szenarios (1) werden demnach nur die Kondensatoren transportiert. Im Szenario (2) werden die gesamten Leiterplatten transportiert. Im Szenario (2a) müssen die dabei anfallenden Aufwände des Transportes 2 vollständig Tantal zugerechnet werden, da keine Kuppelproduktion am Ort der zentralen Aufbereitung stattfindet. Im Szenario (2b) ist hingegen eine Allokation mit dem Faktor 0,01 für Tantal vorgenommen, was auf die hohe Wertigkeit der restlichen Leiterplatte zurückzuführen ist (die Ermittlung des Allokationsfaktors kann Abschnitt B.2.2.1.1 in Appendix II des elektronischen Zusatzmaterials entnommen werden). Diese Allokation ist notwendig, da der Transport 2 in Szenario (2b) neben dem Tantalrecycling auch dem Recycling der restlichen Leiterplatte dient.

Für alle drei Szenarien gelten die gleichen Transportdistanzen, sie unterscheiden sich damit lediglich in den zu transportierenden Massen und Allokationsfaktoren. Die Tantalkonzentrationen und Allokationsfaktoren des Transportes 2 sind somit auch nicht in Tabelle 5.4 mitaufgeführt. Sie können je nach Szenario den entsprechenden vor- und nachgelagerten Prozessen entnommen werden. Der Ort der zentralisierten Abtrennung der Kondensatoren (Szenario (2)) ist gleichzeitig als der Ort der weiteren Aufbereitung (Pyrolyse, mechanische Aufbereitung und Chlormetallurgie; auch als Prä-Metallurgie bezeichnet) angenommen. Da das EoL-Recycling von Kondensatoren nicht stattfindet, existiert auch kein realer Ort der weiterführenden Aufbereitung. Es ist daher ist ein fiktiver Standort festgelegt, welcher der durchschnittlichen Entfernung aller Punkte in Deutschland zum Standort der finalen Reduktion in Goslar entspricht.

Die Sammel- und Transportlogistik der optischen Gläser ist bis zur Demontage der Linsen aus den Kameras durch die Sammel- und Transportlogistik der Elektroaltgeräte abgedeckt. Der Transport 2 findet von den Aufbereitungsanlagen nach Laufenburg, der Transport 3 von Laufenburg nach Goslar statt. Die Transportlogistik der Legierungen und Karbide sind mit jeweils einer durchschnittlichen Transportdistanz vom Ort des Anfallens zur finalen Aufbereitung angenommen. Auch hierfür können weitere Informationen dem Abschnitt B.2.2.2 in Appendix II des elektronischen Zusatzmaterials entnommen werden.

Das Umberto-Modell des EoL-Tantalrecyclings ist in Abbildung  5.11 dargestellt. Für diese Auswertung ist ein Mittelwert der in Abschnitt 5.3.3.1 beschriebenen Transportszenarien angenommen. Die Sankey-Darstellung quantifiziert die KEA der Prozesse. Je breiter der Pfeil, desto höher der KEA des Prozesses. Die Outputs sind auf jeweils 1 kg Sekundärtantal skaliert. Der genaue Aufbau eines solchen Umberto-Modells ist in Abschnitt 5.2.3 am Beispiel Kupfer erläutert. Vergleicht man das Modell des Tantalrecyclings mit dem des Kupferrecyclings, so fällt auf, dass sich das Recycling von Tantal aus den sekundären Quellen der Kondensatoren und optischen Gläsern weitaus komplexer gestaltet als das Recycling von Kupfer. Die Recyclingverfahren von Karbiden und Legierungen weisen moderate Komplexitäten auf.

Das Recycling von Tantal aus Kondensatoren ist zwischen den spezifischen sekundären Quellen (Mobiltelefone, Smartphones, Tablets, Notebooks, Desktops, Server, HDD, FSM und Altautos) differenziert. Alle diese sekundären Quellen durchlaufen zwar dieselben Recyclingprozesse, die Sankey-Darstellung gibt jedoch zu erkennen, dass diese Prozesse je nach sekundärer Quelle unterschiedlich hohe KEA benötigen. Diese Unterschiede sind unmittelbar auf die unterschiedlichen Tantalkonzentrationen und die unterschiedlichen Materialzusammensetzungen der sekundären Quellen zurückzuführen (siehe Tabelle  5.5). Letztere resultieren in unterschiedlichen Allokationsfaktoren. Zu Beginn der Recyclingkette sind die Tantalkonzentrationen in den sekundären Quellen noch relativ gering (siehe Tabelle  5.5). Durch Konzentrationseffekte fallen daher die KEA der Prozesse, die sich am Anfang der Recyclingkette befinden, verhältnismäßig hoch aus. Insbesondere die Demontage der Leiterplatten benötigt pro kg Tantal enorme KEA. Da dieser Prozess jedoch die Rückgewinnung zahlreicher weiterer Metalle unterstützt, ist auf Tantal nur ein Bruchteil des KEA alloziert. Gleiches gilt für die Sammlung, den Transport 1 und den Transport 2 des Szenarios (2b). Alle weiteren Recyclingschritte verfolgen ausschließlich das Ziel des Tantalrecyclings. Deren KEA sind demnach vollständig auf Tantal zugerechnet. ⁶

Die Auswertungen des Tantalrecyclingmodells nach den \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) sind in Abbildung  5.12 dargestellt. Es ist dabei zwischen den Szenarien (1) und (2a) – die als die beiden Extremszenarien des Transportes 2 verstanden werden können – sowie dem Mittelwert aus allen drei Szenarien unterschieden. Die Ergebnisse zeigen, dass der Transport wesentlichen Einfluss auf die KEA des Tantalrecyclings aus Kondensatoren haben kann. So weichen die \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) der beiden Extremszenarien um bis zu 65 % ab, was ausschließlich auf die für den Transport 2 getroffenen Annahmen zurückzuführen ist. Um das Tantalrecycling aus Kondensatoren möglichst energieeffizient zu gestalten, sollte also das dafür notwendige Recyclingsystem so abgestimmt sein, dass Transporte, die dem Szenario (2a) gleichkommen, weitestgehend ausgeschlossen werden können. Um die nachfolgenden Analysen möglichst objektiv vornehmen zu können, sind für die Transportaufwände Mittelwerte, also eine Gleichgewichtung aller drei Transportszenarien, angenommen. Eine differenzierte tabellarische Auflistung der Modellergebnisse ist in Kapitel C.2 des Appendix III des elektronischen Zusatzmaterials enthalten.

Kondensatoren aus Altautos sind mit 3,7 GJ/kg Ta die sekundären Quellen, deren Tantalrecycling am meisten Energie benötigt, dicht gefolgt von Smartphones mit 3,4 GJ/kg Ta. Den geringsten \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) für das Tantalrecycling aus Kondensatoren benötigt die sekundäre Quelle der Notebooks. Über alle sekundären Quellen hinweg benötigt das Recycling von Karbiden und Legierungen am wenigsten Energie pro Masseneinheit Tantal.

Die KEA des Tantalrecyclings gehen, wie in Abbildung  5.11 und 5.12 gezeigt, je nach sekundärer Quelle stark auseinander. Diese hohe Bandbreite der \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) ist im Wesentlichen auf die unterschiedlichen Konzentrationen des Tantals in den sekundären Quellen zurückzuführen. Das zeigt die Korrelationsanalyse in Abbildung  5.13, die den Zusammenhang zwischen den \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) und den Tantalkonzentration über alle untersuchten sekundären Quellen quantifiziert. Mit einem Bestimmtheitsmaß von R ² = 0,77 weist der KEA des Recyclings von Tantal eine hohe Abhängigkeit von den Tantalkonzentrationen auf. Da die \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\), wie auch die Konzentrationen der jeweiligen sekundären Quellen, um teils mehrere Größenordnungen auseinanderliegen, ist für Abbildung  5.13 eine doppellogarithmische Darstellung gewählt. Mit sinkender Konzentration folgen die KEA des Recyclings einem Potenzwachstum.

Tantalhaltige Kondensatoren sind, wie oben bereits erwähnt, auf Leiterplatten verbaut. Diese kommen wiederum in Produkten zum Einsatz. Die Tantalkonzentration dieser Produkte bzw. der zukünftigen sekundären Quellen errechnet sich demnach durch die Multiplikation der Tantalkonzentration auf den Leiterplatten mit der Konzentration der Leiterplatte am Gesamtprodukt. Sowohl bei den Tantalkonzentrationen der Leiterplatten (Both 2016) als auch bei den Konzentrationen der Leiterplatten an den Produkten, wie z. B. Elektrogeräten (Bookhagen et al. 2018a), waren über die vergangenen Jahre und Jahrzehnte die Trends abnehmender Konzentrationen zu beobachten. Insbesondere die Tantalkonzentrationen an den Leiterplatten haben in den vergangenen Jahrzehnten signifikant abgenommen. Technische Fortschritte ermöglichten die Produktion von immer feinerem Tantalpulver und damit immer höheren Oberflächen des Pulvers bzw. der Pulverkristalle. Da sich die Kapazität eines Kondensators proportional zur Oberfläche der Tantalanode bzw. dem daraus bestehenden Tantalpulver verhält, konnte die Kapazität der Kondensatoren seit 1970 um den Faktor 15 gesteigert werden. Gleichzeitig konnte die Größe der Kondensatoren und damit die pro Kondensator benötigte Menge an Tantal um den Faktor 200 verringert werden – die Kondensatoren wurden miniaturisiert. D. h. ein Kondensator aus dem Jahr 2015 ist 200-mal kleiner als einer, der 1970 gebaut wurde, hat jedoch die 15-fache Kapazität. Diese Entwicklung war notwendig, um modernste Produkte wie z. B. Smartphones zu realisieren (Both 2016). Zusätzlich zu dieser Miniaturisierung ist auch die Anzahl der verbauten Kondensatoren auf den Leiterplatten rückläufig, was zu Teilen auf die Kapazitätssteigerung pro Kondensator und auf Substitutionen zurückzuführen ist (Schulenburg 2018; Bookhagen et al. 2018b; Chancerel et al. 2016).

Wie sich die \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) des Tantalrecyclings bei Änderungen in diesen Konzentrationen verhalten, ist in Abbildung  5.13 für die jeweiligen sekundären Quellen untersucht. Auf der Abszisse sind die Tantalkonzentrationen in der gesamten sekundären Quelle angegeben. Dabei ist angenommen, dass die Konzentrationen der Leiterplatte an der sekundären Quelle und die Konzentrationen des Tantals an der Leiterplatte im selben Verhältnis variieren. Die Allokationsfaktoren und Recyclingeffizienzen sind dabei konstant gesetzt. Die Erklärung hierzu ist Abschnitt 5.2.3.2 zu entnehmen. Für die Legierungen und Karbide ist keine Konzentrationsparametrisierung vorgenommen, da diese sekundären Quellen im Materialverbund recycelt werden und die Konzentrationen daher eine nur untergeordnete Rolle spielen.

Die \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) aller sekundären Quellen folgen bei Änderungen der Tantalkonzentrationen einem potenziellen Wachstum. Ein weiteres Absinken der Tantalkonzentrationen würde also unter den getroffenen Annahmen zu einem überproportionalen Wachstum der KEA des Recyclings führen. Die unterschiedlichen Wachstumsverläufe der kondensatorhaltigen sekundären Quellen sind dabei auf die unterschiedlichen Werte der beiden Konzentrationen, die die Gesamtkonzentration bestimmen, zurückzuführen. Fällt der Wachstumsverlauf verhältnismäßig flach aus – Beispiele hierfür sind Server oder Mobiltelefone – so ist die Tantalkonzentration an der Leiterplatte des Produktes aktuell verhältnismäßig hoch. ⁷ Denn diese Konzentration hat einen wesentlich größeren Einfluss auf den \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\), als die Konzentration der Leiterplatte am Gesamtprodukt. Das ist darauf zurückzuführen, dass die Tantalkonzentration der Leiterplatte für die gleichen Prozesse wie auch die Konzentration der Leiterplatte am Gesamtprodukt ausschlaggebend ist, zudem jedoch auch noch für den Prozess der Abtrennung der Kondensatoren. Dieser Prozess der Kondensatorabtrennung macht aufgrund seiner vollständigen Allokation auf Tantal einen relativ hohen Anteil am \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) aus. Sind die Tantalkonzentrationen in diesem Prozess gering, so werden die \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) dieses Prozesses entsprechend hochskaliert. Konzentrationsänderungen des Tantals in Leiterplatten haben somit einen stärkeren Einfluss auf den \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) des Tantalrecyclings als Konzentrationsänderungen der Leiterplatte am Produkt.

Die primäre Gewinnung von Tantal stammt zu ca. 60 % aus artisanalen und kleinbergbaulichen Quellen. Tantal aus industriellem Bergbau beträgt 31 % der jährlichen Fördermenge. Die verbleibenden 9 % sind auf die Gewinnung aus Zinnschlacken zurückzuführen (Damm 2018). Der artisanale Bergbau findet überwiegend in Afrika statt (Damm 2018). Daten zu den Aufwänden, die dabei betrieben werden, sind keine vorhanden. Auch die Datenlage der Aufwände der industriellen Primärgewinnung von Tantal ist eher spärlich und auf zwei Datensätze der führenden Ökobilanzdatenbanken ecoinvent und GaBi beschränkt. Beide Datensätze erfassen die industrielle Tantalgewinnung aus australischen Minen und die anschließende Aufbereitung und Raffination in Europa. Sie kommen jedoch zu unterschiedlichen Ergebnissen in den KEA und CO ₂eq-Emissionen. Die Werte sind in Tabelle  5.6 aufgelistet.

Beide Datensätze basieren nach Angaben der Datenbanken auf Daten aus der industriellen Praxis. Der Datensatz von ecoinvent verweist in einer ausführlichen Dokumentation auf Daten der Firma H.C. Starck GmbH (Classen et al. 2009), dem weltweit größten Tantalproduzenten. Jährlich werden hier ca. 1.000 t Tantal produziert, was über die Hälfte der globalen Jahresproduktion ausmacht. Die Kapazitäten der Firma könnten eine doppelt so hohe Ausbringung ermöglichen (Schulenburg 2018). Eine Besonderheit der metallurgischen Produktionsroute von H.C. Starck ist die Reduktion des Tantaloxids zu hochreinem Tantal mit Magnesiumdampf. Nur so kann eine maximal große Oberfläche des Tantalpulvers erzielt werden, wie sie für den Einsatz in modernsten Kondensatoren benötigt wird (Schulenburg et al. 2017; Schulenburg 2018). Die Dokumentation des GaBi-Datensatzes ist deutlich weniger umfangreich und gibt keine Auskunft darüber, aus welchen produzierenden Unternehmen die Daten stammen (thinkstep AG 2018, 2017c). Die Informationen, die über das angenommene Verfahrensschema bereitgestellt sind, lassen jedoch darauf schließen, dass es sich hierbei ebenfalls um die Firma H.C. Starck handelt, allerdings um eine leicht abweichende Prozessroute. So wird u. a. keine Magnesiumdampfreduktion eingesetzt, sondern eine Reduktion mit Natrium. Die Qualität des Tantalpulvers, die dabei erzeugt wird, ist geringer als bei der Magnesiumdampfreduktion und ist daher für den Einsatz in Hochleistungskondensatoren nicht ausreichend (H.C. Starck GmbH 2019). Da die meisten Produkte jedoch mittlerweile Hochleistungskondensatoren benötigen (Pitcher 2006), ist der ecoinvent-Datensatz nach dem Anteil der Kondensatoren an den theoretisch verfügbaren Mengen von 75 % (siehe Abschnitt 5.3.4) gewichtet. Der GaBi-Datensatz ist mit den verbleibenden 25 % gewichtet. Der KEA, der für die primäre Tantalgewinnung angesetzt ist, beträgt damit 3.987 MJ/kg Ta. Die daraus resultierenden CO ₂eq-Emissionen belaufen sich auf 262 kg/kg Ta.

Für die zukünftige primäre Gewinnung von Tantal ist eine verstärkte Kuppelproduktion mit Lithium prognostiziert (Damm 2018). Durch die damit verbundenen Allokationseffekte würde der KEA ersten Abschätzungen zufolge auf ca. 900 MJ/kg Ta sinken (Rötzer 2019).

Die im Jahr 2013 theoretisch verfügbaren Massen an Tantal in EoL-Kondensatoren aus in Deutschland angefallenen Elektroaltgeräten betrugen 21 t. Davon wurden nur knapp 11 t einer Sammlung zugeführt. Mit dem aktuellen Marktpreis für Tantal von ca. 215 €/kg (USGS 2019) und den Verlusten durch die Recyclingeffizienzen über die Recyclingkette von 43 % bedeutet das einen möglichen Umsatz von 1,3 Mio. €. Eine dezentrale Demontage der Kondensatoren bei den deutschlandweit ca. 400 Erstbehandlungsanlagen ist für die einzelnen Anlagen aus wirtschaftlicher Sicht uninteressant. Nimmt man eine Gleichverteilung der Kondensatoren auf die Erstbehandlungsanlagen an, würden pro Jahr auf eine Anlage nur wenige Kilogramm Tantal bzw. Materialwerte im niedrigen vierstelligen Bereich kommen. Die verfügbaren Mengen an Tantalkondensatoren sind somit zu gering, um eine dezentrale Demontage wirtschaftlich zu verwirklichen. Dieses Problem könnte über eine zentralisierte Demontage der Kondensatoren und eine dezentrale Demontage der Leiterplatten gelöst werden. Letzteres ist zu weiten Teilen ohnehin gängige Praxis, da Leiterplatten hohe Anteile an Kupfer und Edelmetallen enthalten und aufgrund dieser hohen Werthaltigkeit demontiert und gezielt recycelt werden (Fröhlich 2018c). Mit einer zentralisierten Lösung und einem oder wenigen spezialisierten Unternehmen auf nationaler oder sogar internationaler Ebene, die die Separation der Kondensatoren vornehmen, kann das Recycling von Tantal aus Kondensatoren wirtschaftlich werden. Zudem werden die hohen prognostizierten Wachstumsraten des Tantalbedarfs für Kondensatoren von einem Faktor 8,4 bis 2035 weitere Skaleneffekte ermöglichen (Marscheider-Weidemann et al. 2016).

Neben Tantal und den weniger werthaltigen Materialien wie Epoxidharz oder den Eisen-Nickel-Terminals sind in Tantalkondensatoren geringe Mengen an Silber (ca. 3 %) enthalten. Das oben angenommene Recyclingverfahren für Tantal aus Kondensatoren ermöglicht keine Rückgewinnung dieses Silberanteils. Wird kein gezieltes Tantalrecycling aus den Kondensatoren vorgenommen, verbleiben die Kondensatoren auf der Leiterplatte und werden mit weiteren kupferhaltigen Fraktionen in die Kupfermetallurgie eingebracht. In diesem Fall kann das Silber am Ende der metallurgischen Prozesskette rückgewonnen werden (siehe Abschnitt 5.2.3 und Abschnitt B.1.1.2 in Appendix II des elektronischen Zusatzmaterials). Es existiert somit ein Zielkonflikt zwischen dem Recycling von Tantal und dem Recycling von Silber aus Kondensatoren, die u. a. von Ueberschaar et al. (2017a) als wesentliches Hemmnis des Tantalrecyclings eingestuft sind.

Die Silberverluste können der Argumentation dieser Arbeit zufolge als Aufwände des Tantalrecyclings verstanden werden bzw. vice versa. Um diese Aufwände zu quantifizieren, sind die KEA, die durch die Substitution von primärem Silber eingesparten werden, abzüglich der KEA, die mit dem Silberrecycling über die Kupfermetallurgie verbunden sind, errechnet. ⁹ Durch die Subtraktion dieser Aufwände der Silberverluste von den theoretischen Ersparnissen des Tantalrecyclings ¹⁰ kann überprüft werden, welche dieser beiden Optionen energetisch vorteilhafter ist. Die Auswertung in Abbildung  5.17 zeigt, dass die Silberverluste bei sieben der neun kondensatorhaltigen sekundären Quellen kaum Auswirkungen auf die Gesamtersparnis des Tantalrecyclings haben. Lediglich die beiden sekundären Quellen Altautos und Smartphones werden in ihren KEA-Ersparnissen durch die Silberverluste um einen Großteil reduziert, was auf die relativ hohen Aufwände des Tantalrecyclings aus diesen sekundären Quellen zurückzuführen ist. Sie liegen dennoch im positiven Bereich der Nettoersparnisse. Das Tantalrecycling ist also für alle sekundären Quellen dem Silberrecycling aus energetischer Sicht vorzuziehen.

Die sekundären Kobaltquellen lassen sich in drei Gruppen zusammenfassen, die jeweils spezifische Recyclingverfahren benötigen: Batterien, Karbide und Legierungen. Die Recyclingverfahren von Karbiden und Legierungen sind bereits am Beispiel Tantal in Abschnitt 5.3.3.1 erläutert und an dieser Stelle nicht erneut erwähnt. Für kobalthaltige Batterien existieren zahlreiche großindustrielle Recyclingverfahren, die in verschiedenen Unternehmen zum Einsatz kommen (Rothermel et al. 2018; Treffer 2011; Zeng et al. 2014). Tabelle  5.9 gibt einen Überblick der Unternehmen und deren Recyclingverfahren, die derzeit die größten Kapazitäten aufweisen. Detaillierte Beschreibungen der verfügbaren Recyclingverfahren können Pinegar und Smith (2019) entnommen werden.

Für die nachfolgenden Analysen ist das Umicore-Verfahren ausgewählt. Diese Auswahl hat mehrere Gründe. Zum einen existiert für dieses Verfahren eine sehr gute und valide Datenlage, was eine detaillierte Modellierung ermöglicht. Zum anderen verfügt die Umicore NV/SA über die größten Kapazitäten und hat somit einen maßgeblichen Anteil am Gesamtsystem des Batterierecyclings. Zudem ist dieser Recyclingprozess für LIB und NiMHB jeglicher Größe geeignet (Treffer 2013; Hagelüken und Treffer 2016) und kann damit gleichermaßen für das Recycling von Batterien aus Elektroaltgeräten und aus Altautos herangezogen werden.

Der erste Prozessschritt eines jeden Recyclingverfahrens von Batterien ist die Demontage bzw. Entnahme aus dem EoL-Produkt. Für Batterien aus kleinen Elektroaltgeräten ist eine nachgelagerte Sortierung angenommen (Fisher et al. 2006). Nach Angaben von Hagelüken (2018a) müssen die aus den Altautos demontierten Batterien einer weiteren Demontage unterzogen werden. Dabei werden die Batterien bis auf die Zellebene zerlegt. Das Batteriegehäuse und weitere Bestandteile werden ebenfalls weiterführenden Aufbereitungen zugeführt (Buchert et al. 2011). Alle Batterien aus Elektroaltgeräten können ohne weitere Behandlung direkt in die metallurgische Verfahrensroute eingebracht werden. Die metallurgische Route besteht aus einem pyrometallurgischen und einem darauffolgenden hydrometallurgischen Verfahren. Die Verfahrensroute beginnt mit dem Einschmelzen der Batterien und dem Reduzieren aller Oxide in die metallische Form. Grafit und Kohlenstoff, die Bestandteile der Batteriezelle sind, dienen dabei als Reduktionsmittel. Plastik, das ebenfalls Bestandteil der Batteriezelle ist, unterstützt zudem die Befeuerung des Prozesses (Dunn et al. 2012). Der beim Einschmelzen entstehende Flugstaub, der auch reich an Wertstoffen ist, wird in den Prozess rückgeführt. Aluminium und Lithium werden in diesem Prozess als Schlacke ausgetragen und dienen als Zuschlagstoff in der Zementindustrie. Alternativ existieren hier hydrometallurgische Aufbereitungsverfahren, um Lithium aus der Schlacke rückzugewinnen (Treffer 2013). Diese Verfahren benötigen nach den verfügbaren Daten jedoch noch sehr viel mehr Energie, als durch die Substitution von Primärmaterial eingespart werden kann (Buchert et al. 2011), und gelten zudem als nicht wirtschaftlich (Rombach und Friedrich 2019). Nach aktuellen Aussagen ist das Lithiumrecycling mittlerweile jedoch gewinnbringend in das Umicore-Verfahren integriert (Hagelüken 2019). Aktuelle Prozessdaten hierzu sind jedoch nicht verfügbar. Ob dieser Prozess der Lithiumrückgewinnung tatsächlich ökologisch und ökonomisch vorteilhaft ist, kann aufgrund der fehlenden Daten nicht ermittelt werden.

Alle weiteren Metalle, die nicht über die Schlacke ausgetragen werden, reichern sich in einer Legierung an (Treffer 2013). Diese wird ausgehärtet und in einem mechanischen Zwischenschritt auf 100 µm granuliert. Das erzeugte Granulat wird in zwei aufeinanderfolgende Leachingprozesse eingebracht, die zuerst Kupfer, dann Eisen, Mangan und, sofern es in der Legierung enthalten ist, auch Zink als Salze ausbringen. Die Inputmenge der Schwefelsäure ist dabei von der Konzentration der auszubringenden Metalle abhängig. In einem anschließenden Solvent Extraction Prozess wird Nickel als Sulfat (NiSO ₄) chemisch ausgelöst. In diesem Prozess entsteht zudem Co ₂Cl als Produkt, was in einem weiterführenden Oxidationsschritt zu Co ₃O ₄ oxidiert wird. An dieser Stelle des Verfahrens wird in der Praxis das gewonnene Kobaltoxid mit LiCO ₃ zu LiCoO ₂ reagiert, was wiederum in neuen Batterien zum Einsatz kommt (Treffer 2013; Dunn et al. 2012). Eine weitere Alternative ist das Reduzieren des Kobaltoxides zu reinem Kobalt – was auch dem Untersuchungsrahmen dieser Studie entspricht. Dieser Reduktionsschritt zu reinem Kobalt ist in den Modellen angenommen, aufgrund der fehlenden praktischen Anwendung jedoch als optional zu betrachten. Die Reaktion zu LiCoO ₂ ist nicht modelliert, da sie nicht in den Untersuchungsrahmen der Studie fällt. Abbildung  5.19 fasst die Verfahrensroute des Recyclings für kobalthaltige Batterien nach dem Umicore-Verfahren zusammen.

Die prozessscharfen Daten des Kobaltrecyclingmodells sind für alle untersuchten sekundären Quellen in Tabelle  5.10 enthalten. Die Dokumentation der Datenerhebung sowie eine ausführliche Beschreibung der Recyclingprozesse sind in Kapitel B.3 des Appendix II des elektronischen Zusatzmaterials enthalten.

Die Sammeltransporte der Batterien entsprechen denen der Elektroaltgeräte bzw. der Altautos. Von den Sammelstellen erfolgt ein weiterer Transport (Transport 1) zu den Aufbereitungsanlagen. Die Transportdistanzen der Sammlung und des Transportes 1 sind bereits in Abschnitt 5.2.3.1 ermittelt. Bei den Aufbereitungsanlagen findet die Demontage der Batterien aus den Elektroaltgeräten bzw. den Altautos statt. Für die demontierten Batterien der Elektroaltgeräte ist der direkte Transport (Transport 2) nach Hoboken in Belgien zu den pyro- und hydrometallurgischen Anlagen der Umicore NV/SA angenommen. Die Batterien aus Altautos werden vor der metallurgischen Aufbereitung zu der weiterführenden Demontagefabrik der Umicore NV/SA in Hanau transportiert (Transport 2). Das dort demontierte kobalthaltige Zellmaterial wird anschließend ebenfalls nach Hoboken transportiert (Transport 2/2). Die Aufbereitung in Hoboken endet mit der Oxidation zu Kobaltoxid. Die Anlage der Umicore NV/SA zur Reduktion des Oxids zu hochreinem metallischem Kobalt steht im nur wenige Kilometer entfernten Olen (Belgien). Da dieser letzte Aufbereitungsschritt, wie oben erläutert, in der Praxis nicht stattfindet, ist dieser Transport (Transport 3) fiktiv. Mit einer Distanz von ca. 5,5 km und einer sehr hohen Kobaltkonzentration von über 70 % fällt dieser Transport jedoch auch nur sehr gering ins Gewicht (siehe Tabelle  5.10).

Die Transportdistanzen der Karbide und Legierungen entsprechen denen des Tantalrecyclings (Abschnitt 5.3.3.1). Für alle Transporte – mit Ausnahme der Sammlungen von Elektroaltgeräten und Altautos, die mit dem PKW durch den Endkonsumenten vorgenommen werden – sind LKW angenommen.

Das Umberto-Modell des Kobaltrecyclings aus den untersuchten sekundären Quellen ist in Abbildung  5.20 dargestellt. Die Breite der Sankey-Pfeile gibt die Höhe der KEA an. Die Aufwände der sekundärquellenspezifischen Recyclingverfahren sind auf jeweils 1 kg Sekundärkobalt skaliert. Eine Beschreibung des Aufbaus eines solchen Umberto-Modells kann Abschnitt 5.2.3.2 entnommen werden.

Das Recyclingmodell in Abbildung  5.20 dient in erster Line der Veranschaulichung der Komplexität des Kobaltrecyclings aus Batterien. Von der sekundären Quelle bis zum raffinierten Sekundärkobalt werden 13, bei Altautos 14 Prozessschritte benötigt. Nur einer bzw. zwei der Prozessschritte – die Demontageprozesse – erhöhen die Kobaltkonzentration über ein mechanisches Verfahren. Alle weiteren Prozesse, die gezielt die Kobaltkonzentration erhöhen, sind metallurgische Verfahren. Die Demontageprozesse benötigen dabei verhältnismäßig geringe KEA. Das ist im Wesentlichen darauf zurückzuführen, dass die Batterien durch ihren relativ großen Anteil am gesamten EoL-Produkt meist verhältnismäßig leicht zu demontieren sind. Zudem werden bei den Demontageprozessen zahlreiche weitere Metalle demontiert, die entsprechend geringe Allokationsfaktoren für das Kobaltrecycling bedingen. Die metallurgischen Prozessschritte benötigen hingegen relativ hohe KEA. Die größten Anteile dieser KEA sind bei der Pyro- wie auch der Hydrometallurgie auf den Erdgasbedarf zurückzuführen, der für die Wärmebereitstellung benötigt wird. Auch über die metallurgischen Prozessschritte werden mehrere Metalle bzw. Metallfraktionen ausgebracht, sodass die hohen KEA Inputs \((KEA_{D} \left( {x_{i} } \right)_{j} )\) über entsprechende Allokationen auf die Outputs verteilt werden. Dass wesentliche Anteile der \(KEA_{D} \left( {x_{i} } \right)_{j}\) den Kuppelprodukten zugerechnet werden, ist in Abbildung  5.20 insbesondere im vorletzten Prozessschritt der Hydrometallurgie – der Solvent Extraction – zu erkennen. Hier wird Nickel, was meist mindestens doppelt so hoch in den Batterien konzentriert ist wie Kobalt, chemisch ausgelöst. Ein entsprechend hoher Anteil der \(KEA_{D} \left( {x_{i} } \right)_{j}\) wird hier dem Recycling von Nickel zugerechnet, was durch die Pfeile in die entsprechenden Outputstellen gekennzeichnet ist.

Die Sankey-Darstellung in Abbildung  5.20 zeigt deutlich, dass das Kobaltrecycling aus Batterien die größten KEA pro kg Sekundärkobalt \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) aufweisen. Das Recycling von Legierungen und Karbiden benötigt verhältnismäßig geringe \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) von 7 und 40 MJ/kg Co. Die größten Aufwände fallen auf das Recycling der LiNMC Batterien mit 501 MJ/kg Co für kleine und 479 MJ/kg Co für große Elektroaltgeräte. Die sekundären Quellen Elektroaltautos und Hybridaltautos benötigen ebenfalls einen \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) von über 400 MJ/kg Co. ¹⁴ Der geringste \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) des Kobaltrecyclings aus Batterien entfällt auf die LiCoO ₂-Batterien in großen Elektroaltgeräten. Eine Darstellung der prozessspezifischen \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) des Kobaltrecyclings aus den untersuchten sekundären Quellen ist in Abbildung  5.21 gegeben. Eine tabellarische Auflistung der Modellergebnisse, ausgewertet nach KEA und CO ₂eq-Emissionen, jeweils mit und ohne Allokationen sind in Kapitel C.3 des Appendix III des elektronischen Zusatzmaterials aufgeführt.

Die Sammlung, der Transport 1 und die Demontage haben verhältnismäßig geringe Einflüsse auf den gesamten KEA des Kobaltrecyclings aus Batterien. Da sich der zentrale Modellparameter (Konzentration der Batterie an den EoL-Produkten) der kleinen und großen Elektroaltgeräte nur in diesen Prozessen unterscheidet, liegen auch deren \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) bei gleicher Batterietechnologie (LiNMC, NiMH etc.) sehr nahe beieinander. Eine produktscharfe Betrachtung, die nach der Argumentation in Abschnitt 5.4.3.1 aufgrund einer unzureichenden Datenlage nicht durchgeführt werden kann, würde somit zu keinen wesentlich unterschiedlichen Ergebnissen führen.

Die Ergebnisse in Abbildung  5.21 zeigen, dass das Recycling von Kobalt aus Batterien kleiner Elektroaltgeräte bei gleicher Batterietechnologie höhere Demontageaufwände aufweist als das Recycling aus großen Geräten. Da die weiteren Aufbereitungsprozesse für beide Größen der Elektroaltgeräte dieselben Parameterausprägungen aufweisen, benötigt das Recycling von Kobalt aus Batterien kleiner Elektroaltgeräte höhere \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\), als das der großen Elektroaltgeräte. Die höheren Demontageaufwände der kleinen Elektroaltgeräte sind dabei nicht auf Unterschiede in den Kobaltkonzentrationen zurückzuführen, sondern auf die Demontageaufwände pro Masseneinheit demontierte Elektroaltgeräte, die bei kleinen Geräten höher ausfallen als bei großen Geräten.

Der Anteil der Demontageaufwände an den \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) des Kobaltrecyclings ist über alle sekundären Quellen hinweg relativ gering. Dennoch findet in diesem Prozessschritt eine signifikante Erhöhung der Kobaltkonzentrationen um den Faktor 3–5 statt, bei Hybridaltautos sogar um den Faktor 31. Diese verhältnismäßig energieeffiziente Konzentrationserhöhung durch die Demontage und die Allokationseffekte der metallurgischen Prozesse schwächen den Einfluss der Kobaltkonzentrationen auf den \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) des Recyclings entscheidend ab. Der Zusammenhang zwischen KEA und Kobaltkonzentration weist zwar mit einem Bestimmtheitsmaß von R ² = 0,57 noch eine mittlere bis hohe Korrelation auf, liegt damit jedoch deutlich unter denen des Tantal- und Kupferrecyclings. Die Korrelationsanalyse ist in Abbildung  5.22 enthalten.

Über die zukünftigen Entwicklungen der Materialzusammensetzungen der kobalthaltigen Batterien gibt es bis dato zwar einige wissenschaftliche Studien, jedoch lässt sich kein eindeutiger Trend in der Entwicklung der Kobaltkonzentrationen erkennen (siehe u. a. Fergus 2010; Scrosati und Garche 2010). In populäreren Medien finden sich jedoch fundierte Aussagen darüber, dass insbesondere bei Batterien für die automobile Anwendung Bemühungen getätigt werden, um den Kobaltgehalt zu senken. Dem Elektroautohersteller Tesla sei dies bereits in nennenswertem Umfang gelungen (Süddeutsche Zeitung 2010; WiWo 2018). Wie sich der \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) des Kobaltrecyclings aus LIB von Elektro- und Hybridautos bei Änderungen der Kobaltkonzentration der Batterie verhält, ist in Abbildung  5.22 analysiert. Diese Abbildung gibt auf der Abszisse zwar die Kobaltkonzentration der sekundären Quelle an, variiert ist jedoch nur die Kobaltkonzentration in der LIB. Der Anteil der LIB am Altauto ist als konstant angenommen. ¹⁵

In den vergangenen Jahren war zudem zu beobachten, dass insbesondere LIB Batterien vermehrt Einsatz in kleinen Anwendungen finden (Al Barazi et al. 2018). Die Forschung und Entwicklung arbeitet parallel weiter mit Hochdruck an der Miniaturisierung von LIB, um das Einsatzgebiet auf noch kleinere Anwendungen zu erweitern (Lindinger 2018). Um die Auswirkungen dieser Entwicklung auf den KEA des Recyclings abzuschätzen, sind für kleine Elektroaltgeräte die Anteile der Batterien variiert. Diese Auswertung ist ebenfalls in Abbildung  5.22 integriert.

Die Anteile der Batterien an kleinen Elektroaltgeräten sind so variiert, dass die Gesamtkobaltkonzentrationen der sekundären Quellen eine Bandbreite von -80 % bis + 60 % abdecken. Diese Änderungen der Anteile der Batterien an den Elektroaltgeräten beeinflussen ausschließlich die Prozesse der Sammlung, des Transports 1 und der Demontage. Die vorgenommenen Änderungen haben daher nur geringe Einflüsse auf die \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) des Kobaltrecyclings. Diese variieren um lediglich +25 % bis −3 %. Auch die Kobaltkonzentrationen in den LIB der Altautos sind um −80 % bis +60 % variiert. Die Auswirkungen dieser Konzentrationsänderungen auf die \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) sind mit +165 % bis −16 % signifikant. Das ist darauf zurückzuführen, dass die Kobaltkonzentrationen der LIB nicht nur die Sammlung, den Transport 1 und die Demontage beeinflussen, sondern zudem auch den Transport 2 und die Pyrometallurgie. Änderungen der Kobaltkonzentrationen innerhalb der Batterien beeinflussen die \({{KEA}_{S}} \left( {x_{i} } \right)\) des Kobaltrecyclings also wesentlich stärker als Änderungen der Anteile der Batterien an den EoL-Produkten.

In Abschnitt 5.4.1 ist bereits darauf verwiesen, dass Kobalt zu 16 % im Kleinbergbau und zu den verbleibenden 84 % im industriellen Bergbau gewonnen wird. Der Schwerpunkt liegt dabei auf der DR Kongo. Die primäre Gewinnung von Kobalt erfolgt fast ausschließlich als Kuppelprodukt. Schätzungen zufolge stammen 61 % aus dem Kupferbergbau und 37 % aus dem Nickelbergbau. Lediglich zu 2 % wird Kobalt derzeit als Hauptprodukt gefördert (Al Barazi et al. 2018).

Zum Kleinbergbau existieren aufgrund des meist händischen Abbaus keine Daten zu den Energiebedarfen. Für die industrielle Kobaltgewinnung stehen drei Datensätze, die die KEA und die THGE über den gesamten Gewinnungsprozess hinweg abdecken, zu Verfügung. Die Datenbanken ecoinvent und GaBi beinhalten jeweils einen Datensatz zur primären Kobaltgewinnung. Ein weiterer Datensatz ist vom Cobalt Development Institute (CDI) in Zusammenarbeit mit der thinkstep AG (GaBi-Datenbank Betreiber) erarbeitet. Die in den jeweiligen Datensätzen enthaltenen KEA und CO ₂eq-Emissionen sind in Tabelle  5.11 aufgelistet. Je nach Datensatz fallen die Werte fundamental unterschiedlich aus. Der KEA des Datensatzes des CDI ist mit 1.430 MJ/kg Co um den Faktor 10 höher als der Wert des ecoinvent-Datensatzes. Auch die CO ₂eq-Emissionen weichen um den Faktor 3,8 ab. Dass die Werte der KEA eine wesentlich größere Spannweite aufweisen als die der CO ₂eq-Emissionen, ist auf den Anteil der Erneuerbaren Energien am KEA zurückzuführen. So nimmt der CDI-Datensatz einen Anteil an Erneuerbaren Energien von knapp 50 % an (thinkstep AG 2012a).

Der ecoinvent-Datensatz basiert auf zahlreichen Annahmen und nur wenigen Primärdaten aus der Praxis. Zudem ist keine Auskunft darüber gegeben, welcher Anteil der globalen Kobaltproduktion von diesem Datensatz erfasst ist (ecoinvent 2013; Hischier 2007, 46ff). Der GaBi-Datensatz verweist auf eine Abdeckung der globalen Produktion von 78 %, über die Datenherkunft und Qualität kann jedoch keine Aussage getroffen werden. In der begleitenden Dokumentation ist lediglich darauf verwiesen, dass der Datensatz in Kooperation mit dem CDI über eine bessere Datenqualität verfügt (thinkstep AG 2017b). Dieser Datensatz des CDI beinhaltet für das Jahr 2012 Primärdaten von acht Mitgliedern des CDI, welche die komplette Produktionsroute vom Bergbau bis zur Raffination abdecken. Dabei sind fünf Bergbauländer (inkl. DR Kongo) und sieben Länder, in denen die metallurgische Aufbereitung stattfindet, abgedeckt (inkl. Belgien (Umicore NV/SA)). Die Daten wurden entsprechend der Massenanteile der Unternehmen an der Gesamtkobaltproduktion gewichtet. Der Datensatz deckt damit 30 % der Weltproduktion des Jahres 2012 ab (CDI 2016; thinkstep AG 2012b).

Basierend auf den verfügbaren Informationen ist anzunehmen, dass der CDI-Datensatz die valideste Datenbasis bietet. Allerdings deckt er einen nur geringen Anteil der globalen Produktion ab. Diesen Datensatz als globalen Durchschnittswert anzusetzen, ist somit mit entsprechenden Unsicherheiten behaftet. Zudem ist es, basierend auf den verfügbaren Datensatz-Dokumentationen, nicht möglich, die beträchtlichen Abweichungen der KEA und CO ₂eq-Emissionen der drei Datensätze zu erklären. Die Auswahl einer dieser Datensätze wäre also mit hohen Unsicherheiten verbunden. Für die nachfolgenden Auswertungen sind daher alle drei Datensätze verwendet.

Aktuellen Prognosen zufolge wird die globale Kobaltnachfrage zwischen 2018 und 2026 jährlich um 6 % bis 8,2 % steigen (Al Barazi et al. 2018). Auf der Angebotsseite sind entsprechende Kapazitätserweiterungen zu beobachten. Al Barazi et al. (2018) verweisen auf die Datenbank der S&P Global Market Intelligence, die weltweit 1.091 Bergbauprojekte aufführen, die mit Kobalt assoziiert sind. 120 davon sind bereits in der Umsetzung oder in einer ernstzunehmenden Planungsphase. Der umfangreiche Überblick von Al Barazi et al. (2018) über die größten dieser Bergbauprojekte lässt jedoch keine wesentlichen Änderungen in den Gewinnungsmethoden oder Erzzusammensetzungen erkennen. Auch zukünftig wird der Großteil des primär gewonnenen Kobalts als Kuppelprodukt des Nickel- und Kupferbergbaus gefördert (Al Barazi et al. 2018). Es kann angenommen werden, dass der KEA der primären Kobaltgewinnung – abgesehen von grundsätzlichen technischen Effizienzsteigerungen – kurz- bis mittelfristig keinen wesentlichen Änderungen unterliegt.