Kosteneffiziente und nachhaltige Automobile : Bewertung der realen Klimabelastung und der Gesamtkosten – Heute und in Zukunft [1. Aufl. 2019] 978-3-658-24059-2, 978-3-658-24060-8

Table of contents :
Front Matter ....Pages I-XIV
Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik mit spezieller Berücksichtigung von PKW (Martin Zapf, Hermann Pengg, Thomas Bütler, Christian Bach, Christian Weindl)....Pages 1-82
Auswahl und Modellierung repräsentativer Fahrzeuge mit unterschiedlichen Antriebskonzepten und Energieträgern (Martin Zapf, Hermann Pengg, Thomas Bütler, Christian Bach, Christian Weindl)....Pages 83-118
Heutige und zukünftige Treibhausgasemissionen nach einer Life-Cycle-Analysis (LCA) (Martin Zapf, Hermann Pengg, Thomas Bütler, Christian Bach, Christian Weindl)....Pages 119-177
Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen sowie aus Kundensicht – der Willans-Ansatz (Martin Zapf, Hermann Pengg, Thomas Bütler, Christian Bach, Christian Weindl)....Pages 179-208
Gesamtkosten nach der Total Cost of Ownership Methodik (TCO) – Differenzierung nach Antriebsspezifischen Kosten (Martin Zapf, Hermann Pengg, Thomas Bütler, Christian Bach, Christian Weindl)....Pages 209-243
Kosten- und Verbrauchsentwicklung zukünftiger Fahrzeugmodelle (Martin Zapf, Hermann Pengg, Thomas Bütler, Christian Bach, Christian Weindl)....Pages 245-305
Reale Treibhausgasemissionen und Gesamtkosten je Antriebstechnologie und Energieträger für repräsentative Fahrzeuge (Martin Zapf, Hermann Pengg, Thomas Bütler, Christian Bach, Christian Weindl)....Pages 307-390
Executive Summary (Martin Zapf, Hermann Pengg, Thomas Bütler, Christian Bach, Christian Weindl)....Pages 391-411
Back Matter ....Pages 413-440

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Martin Zapf · Hermann Pengg Thomas Bütler · Christian Bach Christian Weindl

Kosteneffiziente und nachhaltige Automobile Bewertung der realen Klimabelastung und der Gesamtkosten – Heute und in Zukunft

Kosteneffiziente und nachhaltige Automobile

Martin Zapf · Hermann Pengg · Thomas Bütler · Christian Bach · Christian Weindl

Kosteneffiziente und nachhaltige Automobile Bewertung der realen Klimabelastung und der Gesamtkosten – Heute und in Zukunft

Martin Zapf Institut für Hochspannungstechnik Energiesystem- und Anlagendiagnose (IHEA) Hochschule Coburg Coburg, Deutschland

Hermann Pengg Institut für Hochspannungstechnik Energiesystem- und Anlagendiagnose (IHEA) Hochschule Coburg, Audi AG Ingolstadt, Deutschland

Thomas Bütler Empa – Material Science and Technology Dübendorf, Schweiz

Christian Bach Empa – Material Science and Technology Dübendorf, Schweiz

Christian Weindl Institut für Hochspannungstechnik Energiesystem- und Anlagendiagnose (IHEA) Hochschule Coburg Coburg, Deutschland

ISBN 978-3-658-24059-2 ISBN 978-3-658-24060-8  (eBook) https://doi.org/10.1007/978-3-658-24060-8 Die Deutsche Nationalbibliothek verzeichnet diese Publikation in der Deutschen Nationalbibliografie; detaillierte bibliografische Daten sind im Internet über http://dnb.d-nb.de abrufbar. Springer Vieweg © Springer Fachmedien Wiesbaden GmbH, ein Teil von Springer Nature 2019 Das Werk einschließlich aller seiner Teile ist urheberrechtlich geschützt. Jede Verwertung, die nicht ausdrücklich vom Urheberrechtsgesetz zugelassen ist, bedarf der vorherigen Zustimmung des Verlags. Das gilt insbesondere für Vervielfältigungen, Bearbeitungen, Übersetzungen, Mikroverfilmungen und die Einspeicherung und Verarbeitung in elektronischen Systemen. Die Wiedergabe von allgemein beschreibenden Bezeichnungen, Marken, Unternehmensnamen etc. in diesem Werk bedeutet nicht, dass diese frei durch jedermann benutzt werden dürfen. Die Berechtigung zur Benutzung unterliegt, auch ohne gesonderten Hinweis hierzu, den Regeln des Markenrechts. Die Rechte des jeweiligen Zeicheninhabers sind zu beachten. Der Verlag, die Autoren und die Herausgeber gehen davon aus, dass die Angaben und Informationen in diesem Werk zum Zeitpunkt der Veröffentlichung vollständig und korrekt sind. Weder der Verlag, noch die Autoren oder die Herausgeber übernehmen, ausdrücklich oder implizit, Gewähr für den Inhalt des Werkes, etwaige Fehler oder Äußerungen. Der Verlag bleibt im Hinblick auf geografische Zuordnungen und Gebietsbezeichnungen in veröffentlichten Karten und Institutionsadressen neutral. Lektorat: Dr. Daniel Fröhlich Springer Vieweg ist ein Imprint der eingetragenen Gesellschaft Springer Fachmedien Wiesbaden GmbH und ist ein Teil von Springer Nature. Die Anschrift der Gesellschaft ist: Abraham-Lincoln-Str. 46, 65189 Wiesbaden, Germany

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1 Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik mit spezieller Berücksichtigung von PKW. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1 1.1 Einführung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1 1.2 Systemwissenschaften und ihre Bedeutung für die Problemstellung . . . . . 3 1.2.1 System. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4 1.2.2 Komplexe Systeme. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5 1.2.3 Modelle . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8 1.2.4 Systemische Modelle und nicht-systemische Modelle – Eine Veranschaulichung anhand der CO2-Regulierung für PKW in Europa . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10 1.3 Eine Methodik für systemorientiertes Vorgehen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 19 1.3.1 Beschreibung des Vorgehens. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 19 1.3.2 Festlegung von Systemgrenzen des größten involvierten Systems . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 19 1.4 Modelle und Forschungsergebnisse zum Klimawandel. . . . . . . . . . . . . . . . 20 1.4.1 Metaphorisches Modell – Reis-Metapher . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 20 1.4.2 Was sind die Ursachen und Folgen des Klimawandels? Ergebnisse von gesamtsystemischen Analysen des Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC) . . . . . . . . . . . 23 1.4.3 Global Carbon Law – Wie stark müssen die jährlichen THG-Emissionen reduziert werden, um den Klimawandel wirksam zu reduzieren?. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 30 1.5 Abgrenzung und Messgrößen des Transportsektors – als Teilsystem der Anthroposphäre. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34 1.5.1 Abgrenzung von für die Fragestellung relevanten Teilsystemen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34 1.5.2 Abgrenzung von Wirtschafts- und Technologiesystemen innerhalb der Anthroposphäre. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 36

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1.5.3 Qualität und Preis als zentrale Messgrößen von Wirtschafts- und Technologiesystemen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 38 1.5.4 Externe Effekte. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 39 1.5.5 Total Cost of Ownership (TCO). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 41 1.6 Lebenszyklusanalyse als Werkzeug zur Analyse der Umweltwirkungen von Technologien . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43 1.6.1 Was ist eine Lebenszyklusanalyse?. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 44 1.6.2 Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens. . . . . . . . . . . 45 1.6.3 Erstellung einer Sachbilanz. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 46 1.6.4 Wirkungsabschätzung – Klimaänderung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 47 1.6.5 Nicht berücksichtigte Wirkungskategorien – u. a. Stickoxid- und Feinstaubemissionen sowie Ressourcenbewertung. . . . . . . . . . . . . 48 1.6.6 Exkurs: Planetary boundaries. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 54 1.6.7 Exkurs: Sustainable Development Goals. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 54 1.7 Modelle zum Passagiertransportsektor sowie für PKW . . . . . . . . . . . . . . . 55 1.7.1 Passagiertransport als kleinste Einheit (Zelle) des betrachteten Systems . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 55 1.7.2 Rigoroses Modell für die Gesamtemissionen des Passagierverkehrs-Sektors. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 58 1.7.3 Rigoroses Modell für repräsentative Technologievergleiche und Sensitivitätsanalysen für PKW. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 61 1.8 Messgrößen für PKW-Vergleiche . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 67 1.8.1 Spezifische THG-Emissionen und Gesamtkosten. . . . . . . . . . . . . . 67 1.8.2 Bewertungsmethode für die Kompatibilität von Teilsystemen des Wirtschafts- und Technologiesystems mit dem Global Carbon Law . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 69 1.8.3 CO2-Vermeidungskosten und Sektorübergreifende Technologievergleiche. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 72 Literatur. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 77 2 Auswahl und Modellierung repräsentativer Fahrzeuge mit unterschiedlichen Antriebskonzepten und Energieträgern . . . . . . . . . . . . . . 83 2.1 Antriebskonzepte und Energieträger. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 83 2.2 Arten und Potentiale von erneuerbaren Kraftstoffen. . . . . . . . . . . . . . . . . . 86 2.3 Referenzfahrzeuge. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 92 2.4 Standardfahrzeuge. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 95 2.4.1 Konfiguration eines Standard-Benzinfahrzeuges. . . . . . . . . . . . . . . 95 2.4.2 Konfiguration von Standardfahrzeugen mit alternativen Antriebstechnologien. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 99 2.4.3 Plausibilitätsprüfung der Standardfahrzeugkennzahlen. . . . . . . . . . 107 Literatur. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 116

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3 Heutige und zukünftige Treibhausgasemissionen nach einer Life-Cycle-Analysis (LCA). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 119 3.1 Well-to-Tank Emissionsfaktoren fossiler Kraftstoffe . . . . . . . . . . . . . . . . . 121 3.2 Well-to-Tank Emissionsfaktoren von Biokraftstoffen. . . . . . . . . . . . . . . . . 123 3.2.1 Gesetzgebung zur Minderung der THG-Emissionen von Kraftstoffen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 123 3.2.2 Emissionsfaktoren von Biokraftstoffen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 128 3.2.3 Beimischung erneuerbarer Kraftstoffe. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 130 3.3 Well-to-Tank Emissionsfaktoren von SNG und Wasserstoff. . . . . . . . . . . . 132 3.4 Well-to-Tank Emissionsfaktoren von Strom . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 134 3.4.1 Erneuerbarer Anteil der Stromerzeugung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 136 3.4.2 Erneuerbarer Anteil des individuellen Strombezugs aus Systemperspektive. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 137 3.4.3 THG-Emissionen beim individuellen Strombezug . . . . . . . . . . . . . 145 3.4.4 Emissionsfaktoren für strombasierte Antriebskonzepte. . . . . . . . . . 157 3.5 Well-to-Wheel Emissionsfaktoren je Energieträger. . . . . . . . . . . . . . . . . . . 159 3.6 Treibhausgasemissionen bei der Herstellung und dem Recycling von Fahrzeugen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 162 3.6.1 Referenzfahrzeuge. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 162 3.6.2 Studien bezüglich synthetischer Fahrzeuge. . . . . . . . . . . . . . . . . . . 163 3.6.3 Spezifische THG-Emissionen der Batterieherstellung. . . . . . . . . . . 165 3.6.4 Standardfahrzeuge. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 168 3.6.5 Differenzierung nach der Fahrzeugklasse bzw. dem -gewicht. . . . . 171 Literatur. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 172 4 Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen sowie aus Kundensicht – der Willans-Ansatz. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 179 4.1 Das Reglementarische Messverfahren. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 179 4.1.1 Verbrauchsberechnung verbrennungsmotorischer Fahrzeuge. . . . . 182 4.1.2 Energiebedarfsberechnung elektrischer Fahrzeuge. . . . . . . . . . . . . 184 4.1.3 Verbrauchsberechnung von Plug-in-Hybrid Fahrzeugen. . . . . . . . . 186 4.2 Prüfstandsmessungen als Basis der Verbrauchsberechnung nach dem Willans-Ansatz. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 189 4.3 Ableitung des Kundenverbrauchs . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 190 4.3.1 Berechnung des Kundenverbrauchs anhand des Willans-Ansatzes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 190 4.3.2 Realverbrauchsermittlung gemäß ADAC EcoTest. . . . . . . . . . . . . . 194 4.3.3 Realverbrauchsdaten von Spritmonitor. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 195 4.3.4 Referenzfahrzeuge – Kundenverbrauchsfaktor . . . . . . . . . . . . . . . . 196 4.3.5 Synthetische Standardfahrzeuge . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 200

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4.3.6 Energiefluss am Beispiel des synthetischen BEV. . . . . . . . . . . . . . 203 4.3.7 Einfluss von unterschiedlichen Autobahngeschwindigkeiten . . . . . 204 Literatur. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 207 5 Gesamtkosten nach der Total Cost of Ownership Methodik (TCO) – Differenzierung nach Antriebsspezifischen Kosten. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 209 5.1 Annuitätenmethode . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 210 5.2 Anschaffungskosten. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 212 5.3 Energiekosten. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 213 5.3.1 Fossile Kraftstoffe. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 213 5.3.2 Biokraftstoffe. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 216 5.3.3 SNG und Wasserstoff. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 219 5.3.4 Stromkosten für Elektrofahrzeuge. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 223 5.3.5 Gegenüberstellung der Marktpreisbestandteile einzelner Kraftstoffe . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 233 5.4 Versicherungskosten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 234 5.5 Wartungskosten. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 235 5.6 Nationale Steuern. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 236 Literatur. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 239 6 Kosten- und Verbrauchsentwicklung zukünftiger Fahrzeugmodelle. . . . . . . 245 6.1 Optimierung des Kundenverbrauchs. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 245 6.1.1 Fahrwiderstände. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 245 6.1.2 Verbrennungsmotorische Fahrzeuge . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 248 6.1.3 Batterie-elektrische Fahrzeuge. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 249 6.1.4 Hybridfahrzeuge. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 252 6.1.5 Wasserstofffahrzeuge. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 252 6.1.6 Kundenverbrauch je Betrachtungsjahr und Fahrprofil. . . . . . . . . . . 253 6.2 Potentiale der CNG-Mobilität. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 255 6.2.1 Verbrauchsoptimierung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 255 6.2.2 Erhöhung des Wasserstoffanteils. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 257 6.2.3 Anschaffungspreise . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 258 6.2.4 CNG-Tankstellenbetrieb und -Bereitstellungskosten. . . . . . . . . . . . 259 6.3 Fossile Kraftstoffpreise . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 263 6.4 Strombezug durch die Elektromobilität. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 266 6.4.1 Netzbelastungen und -kosten durch die Elektromobilität . . . . . . . . 266 6.4.2 Infrastrukturkosten. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 268 6.4.3 Strombereitstellungskosten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 271 6.5 Kosten synthetischer Kraftstoffe. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 274 6.5.1 Erzeugung im Inland. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 275 6.5.2 Erzeugung im Ausland. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 276

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6.6 Wasserstoffbereitstellungskosten. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 290 6.7 Produktbeschaffungskosten sowie Kosten für Verteilung und Verkauf je Energieträger. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 294 6.8 Anschaffungspreise bzw. Herstellkosten. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 295 6.8.1 Batterie-elektrische Fahrzeuge sowie HEV und HFCEV . . . . . . . . 295 6.8.2 Verbrennungsmotorische Fahrzeuge . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 297 6.8.3 Listenpreise sowie monatliche Gesamtkosten je Betrachtungsjahr . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 299 Literatur. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 301 7 Reale Treibhausgasemissionen und Gesamtkosten je Antriebstechnologie und Energieträger für repräsentative Fahrzeuge. . . . . 307 7.1 Referenzfahrzeuge. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 310 7.1.1 Kosten und THG-Emissionen 2016. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 310 7.1.2 CO2-Vermeidungskosten. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 316 7.1.3 Zusammenfassende Erkenntnisse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 320 7.2 Standardfahrzeuge. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 321 7.2.1 Betrachtungsjahr 2016. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 322 7.2.2 Betrachtungsjahr 2030 – Zukunftsszenario Low Oil Price . . . . . . . 338 7.2.3 Betrachtungsjahr 2050 – Zukunftsszenario Low Oil Price . . . . . . . 350 7.2.4 Entwicklung der spezifischen Gesamtkosten und THGEmissionen zwischen 2016 und 2030 – Zukunftsszenario Low Oil Price. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 357 7.2.5 Entwicklung der spezifischen Gesamtkosten und THGEmissionen zwischen 2030 und 2050 – Zukunftsszenario Low Oil Price. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 360 7.2.6 Standardfahrzeuge mit fossilen Kraftstoffen – Zukunftsszenario New Policies . . . . . . . . . . . . . . . . 362 7.2.7 Analyse der Energiekosten je Betrachtungsjahr . . . . . . . . . . . . . . . 363 7.3 Fazit und Empfehlungen an Politik und Wirtschaft. . . . . . . . . . . . . . . . . . . 369 7.3.1 Zusammenfassende Erkenntnisse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 369 7.3.2 Zukünftige Individualmobilität mittels PKW . . . . . . . . . . . . . . . . . 375 7.3.3 Gasinfrastrukturen für den PKW-Sektor. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 377 7.3.4 Optimierungsmöglichkeiten regulatorischer Eingriffe. . . . . . . . . . . 378 Literatur. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 388 8 Executive Summary . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 391 8.1 Notwendige THG-Einsparungen und das Global Carbon Law. . . . . . . . . . 392 8.2 Realer Energieverbrauch im Vergleich zum am Prüfstand gemessenen Verbrauch. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 394

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8.3 Technologievergleiche nach einer Life-Cycle-Analysis (LCA) sowie nach der Total Cost of Ownership Methode (TCO) . . . . . . . . . . . . . 395 8.4 Empfehlungen an Politik und Wirtschaft. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 404 8.5 Optimierungsmöglichkeiten regulatorischer Eingriffe . . . . . . . . . . . . . . . . 407 Literatur. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 411 Anhang. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 415 Stichwortverzeichnis. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 439

Abkürzungs-und Symbolverzeichnis

Abkürzungen AEA Annual Emission Allowances ADAC Der Allgemeine Deutsche Automobil-Club e. V. B7 Diesel mit 7 Vol. % an Biodiesel BAFA Bundesamt für Wirtschaft und Ausfuhrkontrolle BECCS Bioenergie mit CO2-Abscheidung und -Speicherung (engl. bioenergy with carbon capture and storage) BEV Batterie-elektrisches Fahrzeug (engl. battery electric vehicle) BImSchG Bundesimmissionsschutzgesetzes BImSchV Bundesimmissionsschutzverordnung Biokraft-NachV Biokraftstoff-Nachhaltigkeitsverordnung BioSt-NachV Biomassestrom-Nachhaltigkeitsverordnung BLE Bundesanstalt für Landwirtschaft und Ernährung Capex Investitionsausgaben (engl. capital expenditure) CCS CO2-Abscheidung und Speicherung (engl. carbon capture and storage) CNG Komprimiertes Erdgas (engl. compressed natural gas) CTG Von der Wiege bis zur Bahre (engl. cradle-to-grave) DAC Direct Air Capture DAT Deutsche Automobil Treuhand DC Gleichstrom (engl. direct current) DE Deutschland DEA Dezentrale Erzeugungsanlagen DME Dimethylether DVGW Deutscher Verein des Gas- und Wasserfaches e. V. E5 bzw. E10 Benzin mit 5 bzw. 7 Vol. % an Ethanol EC Energieverbrauch (engl. energy consumption) EEG Erneuerbare-Energien-Gesetz EF Emissionsfaktor XI

XII

Abkürzungs-und Symbolverzeichnis

EGIX Erdgaspreisindex (engl. European Gas Index) EinsMan Einspeisemanagement E-Motor Elektromotor Empa Eidgenössische Materialprüfungs- und Forschungsanstalt EnergieStG Energiesteuergesetz EnWG Energiewirtschaftsgesetz EO Eigenverbrauchsoptimierer Erdgas H Erdgas mit höherem Methangehalt und Brennwert (engl. high calorific gas) EtOH Ethanol EU-ETS European Union Emissions Trading System EV Eigenversorger EWG Europäische Wirtschaftsgemeinschaft FAME Fettsäuremethylester (engl. Fatty Acid Methyl Ester) fob ARA free-on-board (fob) Preise ab Raffinerie/Lager in Amsterdam, Rotterdam und Antwerpen (ARA) FOLU Forestry and Other Land Use FQD Fuel Quality Directive FT Fischer-Tropsch Fzg. Fahrzeuge GCL Global Carbon Law GMST Global Mean Surface Temperature GWP Treibhausgaspotenzial (engl. global warming potential) H2 Wasserstoff H&R Herstellung und Recycling HEV Hybridfahrzeug (engl. hybrid electric vehicle) HFCEV/FCV/FCEV Wasserstoff-Brennstoffzellen-Fahrzeug (engl. hydrogen fuel cell electric vehicle) HGÜ Hochspannungs-Gleichstrom-Übertragung HkRNDV Herkunfts- und Regionalnachweis-Durchführungsverordnung HVO Hydrierte Pflanzenöle (engl. Hydrotreated Vegetable Oils) IC-CPD In-Cable-Control-and-Protection-Device ICEV Verbrennungsmotorisches Fahrzeug (engl. internal combustion engine vehicle) ILUC Indirekte Landnutzungsänderung (engl. indirect land use change) iMSys Intelligentes Messsystem IPCC Intergovernmental Panel on Climate Change IT Informationstechnik JEC Joint Research Centre-EUCAR-CONCAWE collaboration Kfz Kraftfahrzeug KraftStG Kraftfahrzeugsteuergesetz KV Kundenverbrauch

Abkürzungs-und Symbolverzeichnis

XIII

KVF Kundenverbrauchsfaktor KWKG Kraft-Wärme-Kopplungs-Gesetz LCA Lebenszyklusanalyse bzw. Ökobilanz (engl. lifecycle analysis) LH2 Flüssigwasserstoff LI Ladeinfrastruktur LOHC Liquid Organic Hydrogen Carrier LPG Autogas (engl. liquefied petroleum gas) LULUCF Landnutzung, Landnutzungsänderungen und Forstwirtschaft (engl. land use, land use change and forestry) MeOH Methanol Nabisy Nachhaltige-Biomasse-System NaWaRo Nachwachsende Rohstoffe NDC Nationally Determined Contributions NEFZ Neuer europäischer Fahrzyklus NEP Netzentwicklungsplan OEM Fahrzeughersteller (engl. original equipment manufacturer) PHEV Plug-in-Hybrid-Fahrzeug (engl. plug-in hybrid electric vehicle) PHEV-BEV Plug-in Hybridfahrzeug im batterie-elektrischen Modus PHEV-HEV Plug-in Hybridfahrzeug im Hybridmodus mit Verbrennungsmotor PKW Personenkraftwagen PtG Power-to-Gas PtL Power-to-Liquid PtX Power-to-X PV Photovoltaik PV-EV Photovoltaik-Eigenversorgung RED Renewable Energy Directive Schuko Schutzkontakt SDG Sustainable Development Goals SET Plan Strategic Energy Technology Plan – European Commission SINTEG Schaufenster intelligente Energie – Digitale Agenda für die Energiewende SLF Synthetische Flüssigkraftstoffe (engl. synthetic liquid fuel) SNG-CH4 Synthetisches Methan (engl. synthetic natural gas – methane) SNG-H2 Synthetischer Wasserstoff (engl. synthetic natural gas – hydrogen) StromStG Stromsteuergesetz TCO Total Cost of Ownership THG Treibhausgas TTW Tank-to-Wheel UCE-ME Rest-und abfallstoffbasierter Biodiesel (engl. used cooking oil methylester) UER Upstream-Emissions-Reductions UF Utility Factor

XIV

Abkürzungs-und Symbolverzeichnis

UFOP UNEP UNO/UN WACC

Union zur Förderung von Oel- und Proteinpflanzen e. V. United Nations Environment Program United Nations Organization Durchschnittliche Kapitalkosten (engl. weighted average cost of capital) WLTP Worldwide Harmonised Light-Duty Vehicles Test Procedure WMO World Meteorological Organization wt.% Gewichtsprozent (engl. weight percent) WTT Well-to-Tank WTW Well-to-Wheel

Chemische Formelzeichen CH4 Methan CO2 Kohlenstoffdioxid CO2eq Kohlenstoffdioxid-Äquivalente (engl.: carbon dioxide equivalent) H2 Wasserstoff N2O Lachgas

Kennzahlen Hi bzw. LHV HS bzw. HHV ireal R2 λ

Heizwert (Lower Heating Value) [kWh/Nm3] Brennwert (Higher Heating Value) [kWh/Nm3] Realer kalkulatorischer Zinssatz [%] Bestimmtheitsmaß [–] Verbrennungsluftverhältnis [–]

Symbole / [–]

Keine Angabe Ohne Einheit

1

Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik mit spezieller Berücksichtigung von PKW

1.1 Einführung Im Rahmen des Paris-Abkommens 2015 haben bislang 185 von 197 Vertragsparteien der Klimarahmenkonvention der Vereinten Nationen (UNFCCC) einer Verpflichtung zur Begrenzung des Temperaturanstiegs auf deutlich unter 2 °C im Vergleich zu vorindustriellem Niveau zugestimmt (Stand der Ratifikation 06/2019). Es wurde auch vereinbart, Anstrengungen zur Limitierung des Temperaturanstiegs auf 1,5 °C zu unternehmen [1]. Dazu ist eine rasche und starke Reduktion von anthropogenen Treibhausgas-Emissionen (kurz: THG-Emissionen) notwendig [2]. Den größten Beitrag zu diesen Emissionen leistet durch menschliche Aktivitäten bzw. von menschlichen Technologien verursachtes CO2. Weltweit wurden im Jahr 2015 etwa 32,3 GtCO2 durch die Verbrennung fossiler Energieträger emittiert. Der Transportsektor trug ca. 24 % (ca. 7,7 GtCO2) zu diesen CO2-Emissionen bei, was im Vergleich zum Stand im Jahr 1990 einem Anstieg um 68 % entspricht. In der EU ist der Transportsektor der einzige Sektor mit steigenden CO2-Emissionen seit 1990 [3]. Zahlreiche Positionen bezüglich Prognosen über soziotechnische Entwicklungen v. a. in den Energiesektoren werden von unterschiedlichen Akteuren eingenommen, wobei sich diese für den Transportsektor u. a. zwischen den folgenden Extrempositionen bewegen: 1. Fossile Energieträger werden auch zukünftig eine dominante Rolle spielen, z. B. [4] 2. Straßenverkehr sollte zukünftig dominant elektrisch stattfinden, z. B. [5] Folgendes kann anhand der Ergebnisse dieser Abhandlung festgehalten werden – das Erreichen der Klimaziele nach dem Pariser Abkommen und eine Dominanz fossiler Energieträger bis zum Jahr 2050 schließen sich aus. Grund dafür ist der hohe © Springer Fachmedien Wiesbaden GmbH, ein Teil von Springer Nature 2019 M. Zapf et al., Kosteneffiziente und nachhaltige Automobile, https://doi.org/10.1007/978-3-658-24060-8_1

1

2

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

­ missionsfaktor1 fossiler Energieträger im Vergleich zu erneuerbaren Energieträgern. E Daher ist auch bei sehr starker Effizienzsteigerung von Antrieben (z. B. durch Elektrifizierung) die Verwendung erneuerbarer Energieträger in allen Sektoren des Energiesystems notwendig, um die Klimaziele zu erreichen. Dieses Faktum wird in Studien und Publikationen rund um Extremposition 1 häufig nicht angesprochen. Es ist daher zu vermuten, dass einige Vertreter der Extremposition 1 die Notwendigkeit des Erreichens der Klimaziele anzweifeln. Manchmal findet man diese Vermutung in recht direkter Weise bestätigt. “While the benefits of carbon dioxide are proven, the alleged risks of climate change are contrary to observed data, are based on admitted speculation, and lack adequate scientific basis,” schrieb Peabody, der größte Kohleminenbetreiber der USA, an den White House Council on Environmental Quality im Jahr 2015 [6]. Im Gegensatz zum vorangegangenen Zitat hat die intensive und interdisziplinäre Forschung jedoch hervorgebracht, dass anthropogene THG-Emissionen mit sehr hoher Wahrscheinlichkeit die ausschlaggebende Ursache des Klimawandels darstellen und signifikante globale Auswirkungen auf die Umwelt und Lebensbedingungen damit einhergehen [7, 8] (vgl. Abschn. 1.4.2). Die Erkenntnisse der Klimaforschung zeigen eindeutig auf, dass eine massive THG-Reduktion in kurzer Zeit notwendig ist [9]. Es wird in diesem Buch die Frage untersucht, ob diese THG-Reduktion im PKW-­ Sektor mit heute verfügbaren Technologien möglich ist und welche heute bekannten Technologien Teil des Lösungsmixes in der Zukunft sein könnten. Ziel dieser Arbeit ist es, THG-Emissionen und Gesamtkosten der individuellen Mobilität mittels PKW zu untersuchen. Es werden für drei Zeithorizonte (2016, 2030 und 2050) die folgenden Forschungsfragen untersucht: 1. Warum ist es notwendig, THG-Emissionen rasch zu reduzieren? Welche THG-Einsparungen sind gegenüber dem aktuellen Stand notwendig, um irreversible Änderungen des Klimas zu verhindern? 2. Wie unterscheiden sich Energieverbräuche bzw. CO2-Emissionen im PKW-Sektor in Prüfzyklen (z. B. NEFZ-Verfahren) von realen Werten und wie wird dies durch das jeweilige Fahrprofil der Nutzer beeinflusst? 3. Welche Gesamtkosten (nach Total Cost of Ownership, TCO) und welche THG-Emissionen (nach cradle-to-grave Lebenszyklusanalyse, LCA) sind mit welcher Antriebstechnologie verbunden? 4. Welche heute bekannten Technologien können wie viel dazu beitragen, die notwendige THG-Emissionsreduktion im PKW-Sektor zu erreichen?

1Vgl.

Kap. 3.

1.2  Systemwissenschaften und ihre Bedeutung für die Problemstellung

3

5. Wie hoch sind die Mehrkosten einer alternativen Technologie gegenüber einem Benzinfahrzeug mit fossilem Kraftstoff (Benzin-Referenz) in Relation zur eingesparten THG-Menge gemäß einer Lebenszyklusanalyse (CO2-Vermeidungskosten)? Sind die CO2-Vermeidungskosten in allen Sektoren gleich? 6. Welche Empfehlungen an Politik und Wirtschaft lassen sich aus den Erkenntnissen ableiten? Um diese Fragen zu beantworten, wird eine systemtheoretisch begründete Methodik entwickelt. Dadurch können auch Erkenntnisse gewonnen werden, die über den PKW-Sektor hinausgehen. Unter Technologien wird hier die Gesamtheit der technischen Lösungen verstanden, die notwendig sind, um das gewünschte Kundenbedürfnis zu erfüllen. Es wird der Ist-Zustand anhand von Daten aus dem Jahr 2016 erfasst sowie ein Zukunftsstand angenommen, bei dem Verbesserungspotenziale bezüglich Qualität und Kosten der Technologien realisiert wurden. Dabei werden die Jahre 2030 und 2050 betrachtet. Der Zukunftsstand stellt ein technologisches und ökonomisches Potential dar, das aufgrund der ausgewerteten Quellen als realistisch angesehen wird. Aufgrund der verwendeten Daten gelten die Ergebnisse speziell für PKW in Deutschland. Die zur Beantwortung der Forschungsfragen eingesetzten und entwickelten Methoden können auf andere Länder und Technologien angewendet werden. Über den PKW-Sektor hinaus werden politische Handlungsempfehlungen abgeleitet. Es wird ein Instrument vorgestellt, mit dem die notwendige THG-Reduktion gegenüber dem aktuellen Stand, welche für die Einhaltung der Vereinbarungen des Pariser Abkommens notwendig ist, kosteneffizient umgesetzt werden kann.

1.2 Systemwissenschaften und ihre Bedeutung für die Problemstellung Systemwissenschaften beschäftigen sich mit den Zusammenhängen und Wechselwirkungen sogenannter Systeme mit dem Ziel, Aussagen über die zukünftige Entwicklung dieser Systeme machen zu können. Dabei ist folgendes zu beachten: “Systems science is not a science in the ordinary sense, but rather a new dimension in science. Each system developed as a model of some phenomenon in any traditional science represents knowledge pertaining to that science. Knowledge in systems science is not of this kind. Rather, it is knowledge regarding knowledge structures, i. e. certain specific categories of systems” [10].  Systemwissenschaften  Der Begriff Systemwissenschaften ist nicht einheitlich definiert. In dieser Abhandlung wird darunter sehr allgemein der Einsatz interdisziplinärer Methoden verstanden. Diese sollen dazu dienen, Probleme zu beschreiben und Lösungen zu suchen, die sich innerhalb einer einzelnen wissenschaftlichen Disziplin und mit deren Werkzeugen weder beschreiben noch lösen lassen.

4

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

Die Ursprünge der Systemwissenschaften werden u. a. in Arbeiten von Bertalanffy (1948) gesehen [11]. Einen umfassenden Überblick über Ursprünge und Entwicklung der Systemwissenschaften als Teil der Complexity sciences bietet [12]. Zunächst werden einige Begriffe definiert, in Anlehnung an Definitionen in [13, 14].

1.2.1 System   Unter dem Begriff System wird ein Teil der zu beschreibenden Realität2 verstanden, der aus weiteren Teilen besteht, die untereinander ebenfalls in Wechselwirkung stehen. Die Systemgrenze trennt das Innere (dem System Zugehörige) eines Systems von dessen Äußerem (dem System nicht Zugehörigen). Ein Teil eines Systems wird Teilsystem genannt. Teilsysteme können wiederum selbst weitere Teilsysteme enthalten. Ein Element eines Systems ist ein Teilsystem, das nicht in weitere Teilsysteme zerlegt wird. Die Grenzen eines Systems, die Elemente und die Wechselwirkungen zwischen den Elementen können sich zeitabhängig ändern. Aus diesen Definitionen wird ersichtlich, dass ein System ein sehr allgemeines Konzept ist – alles was beobachtet werden kann, kann auch als System beschrieben werden. Ein System kann mathematisch auch als Menge definiert werden. Das Äußere des Systems ist dann das Komplement der Menge, die das System repräsentiert.   Um eine bestimmte Forschungsfrage zu beantworten, muss zunächst der betroffene Teil der zu beschreibenden Realität vom Rest der Welt abgegrenzt werden. Das dadurch entstehende System wird das größte involvierte System genannt. Es wird römisch nummeriert mit System I, kurz: S(I) oder S I. Allgemein: Wenn Elemente eines Teilsystems von S(k), k = I, II…, Eigenschaften haben, die mit Methoden, die innerhalb des Systems S(k) zur Anwendung kommen, nicht vollständig untersucht werden können, wird dieses System S(k + 1) genannt. Das größte involvierte System S I ist in Bezug auf unsere Forschungsfragen das System Planet Erde (vgl. Abschn. 1.3.2). Die Anthroposphäre (Definitionen im Abschn. 1.2.2 und 1.5.1) ist einerseits ein Teilsystem des Systems Planet Erde. Menschen sind Elemente des Systems Planet Erde in ihrer Eigenschaft als Säugetiere, aber auch Elemente der Anthroposphäre als Akteure. Die Anthroposphäre kann nicht verstanden werden, soweit nur die Methoden angewendet werden, die Menschen als Lebewesen untersuchen

2In

dieser Arbeit wird der in der Naturwissenschaft übliche Standpunkt des Realismus eingenommen, d. h. der Standpunkt, dass es eine vom Beobachter unabhängig existierende Realität gibt, auch wenn die Wahrnehmung der Realität durch den Beobachter beeinflusst wird, siehe z. B. [15].

1.2  Systemwissenschaften und ihre Bedeutung für die Problemstellung

5

(z. B. Biologie). An dieser Stelle wird die Anthroposphäre daher als System II (S II) bezeichnet.   Zwischen zwei Teilsystemen (oder Elementen) eines Systems bestehen Wechselwirkungen, wenn eine Änderung des ersten Teilsystems eine Änderung im zweiten Teilsystem hervorruft. Eine Wechselwirkung heißt nichtlinear, wenn sie nicht durch einen linearen Zusammenhang beschrieben werden kann.   Ein System wird als offen bezeichnet, wenn es Wechselwirkungen über seine Systemgrenze hinaus mit seiner Umwelt hat. Ein abgeschlossenes System hat keine Wechselwirkungen über seine Systemgrenze hinaus. Lebende Organismen, aber auch die weiter unten definierte Anthroposphäre, sind offene Systeme. Würde man diese Systeme von ihrer Umgebung abschließen, können diese nicht weiter existieren und die Systemgrenze würde sich auflösen. Offenheit ist daher eine notwendige Bedingung für die Existenz bestimmter Systeme – Beispiele dazu sind u. a. in [16] zu finden.

1.2.2 Komplexe Systeme Es gibt eine Vielzahl von Vorschlägen, wie komplexe Systeme zu klassifizieren sind, z. B. beschrieben in [14, 16]. Für die Zwecke dieser Arbeit werden Systeme ausgehend von den Definitionen im Abschn. 1.2.1 nach folgenden drei Kategorien klassifiziert: • Anzahl Teilsysteme (Elemente), • Anzahl Wechselwirkungen zwischen Teilsystemen (Vernetzungsgrad des Systems), • Art der Wechselwirkung: komplex (z. B. nichtlinear) oder einfach (z. B. linear). Für komplexe Systeme wird aufbauend auf diesen Kategorien Folgendes definiert.   Ein komplexes System erfüllt mindestens zwei der folgenden Eigenschaften: • es kann nur mittels einer großen Zahl (>10) von Teilsystemen beschrieben werden, • der Vernetzungsgrad ist hoch, • die Wechselwirkungen sind nichtlinear. Beispiel • Ein ideales Gas in einem abgeschlossenen Volumen ist ein einfaches System. Es besteht zwar aus sehr vielen Teilsystemen (Teilchen), der Vernetzungsgrad der Teilchen ist aber gering und die Wechselwirkungen zwischen den Teilchen sind einfach (elastische Stoßwechselwirkung). Einfache physikalische Modelle beschreiben das System ausreichend genau.

6

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

• Ein nichtlineares Pendel ist ein einfaches System. Es besteht aus wenigen ( 1,5 °C stark zunehmen. • RFC3 – Verteilung der Auswirkungen: Die Auswirkungen des Klimawandels werden mit steigender Temperaturanomalie weltweit zunehmend ungleich verteilt auftreten. • RFC4 – Globale Auswirkungen: Globale monetäre Schäden, globale Verschlechterung und Verlust von Ökosystemen und der Biodiversität treten oberhalb von 1 °C auf. • RFC5 – Singuläre Großereignisse: Relativ große, abrupte und manchmal irreversible Veränderungen in Systemen werden mit zunehmender Temperaturanomalie immer wahrscheinlicher. Beispiele hierfür sind der Zerfall der grönländischen und antarktischen Eisdecke oder die Verlangsamung der thermohalinen Zirkulation (Zusammenbruch des Golfstroms).

30

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

Aus Abb. 1.15 ist ersichtlich, dass bereits heute Auswirkungen vorliegen, und dass das Ausmaß der Schäden und die Eintrittswahrscheinlichkeit mit steigender Temperatur zunehmen. Eine Begrenzung der Temperaturanomalie auf 2 °C genügt nicht, um jegliche Auswirkungen des Klimawandels zu verhindern. Klimarisiken für natürliche und menschliche Systeme sind bei einer globalen Erwärmung von 1,5 °C höher als derzeit aber niedriger als bei 2 °C [2, S. 7].

1.4.3 G  lobal Carbon Law – Wie stark müssen die jährlichen THGEmissionen reduziert werden, um den Klimawandel wirksam zu reduzieren? Um mit hoher Wahrscheinlichkeit unter der 1,5 °C-Grenze zu verbleiben, wird in einer aktuellen Publikation des IPCC festgestellt: “Reaching and sustaining net zero global anthropogenic CO2 emissions and declining net non-CO2 radiative forcing would halt anthropogenic global warming on multi-decadal time scales (high confidence)” [2, S. 7]. In der Publikation wird empfohlen, eine schnelle weltweite Reduktion der CO2-Emissionen einzuleiten – sodass möglichst keine anthropogenen CO2-Emissionen im Jahr 2050 verursacht werden.18 Zusätzlich wird ein Bedarf identifiziert, Carbon Dioxid Removal (CDR) Maßnahmen durchzuführen, namentlich Aufforstungsmaßnahmen und die Abtrennung und Speicherung von CO2 aus Biomasse (BECCS). Ebenso müssen non-CO2- Emissionen wie Methan- und Lachgasemissionen reduziert werden. Szenarien, im Rahmen derer eine Temperaturanomalie von maximal 1,5 °C erreicht werden kann, werden in [9] beschrieben.19   Das ab einem bestimmten Zeitpunkt verbleibende CO2-Budget (remaining carbon budget) spiegelt die kumulierten globalen CO2-Emissionen wider, die maximal vom jeweiligen Zeitpunkt bis zum Erreichen anthropogener Netto-Nullemissionen anfallen dürfen, damit eine bestimmte Temperaturanomalie nicht überschritten wird. Ein wesentliches Ergebnis der Untersuchungen in [9] ist: “This assessment suggests a remaining budget of about 420 GtCO2 for a two-thirds chance of limiting warming to 1.5 °C, and of about 580 GtCO2 for an even chance (medium confidence). The remaining carbon budget is defined here as cumulative CO2 emissions from the start of 2018 until the time of net zero global emissions for global warming defined as a change in global near-surface air temperatures.” [9, S. 96].20 Berücksichtigt man die Tatsache, dass im

18Eine

detailliertere Analyse und präzisere Formulierung folgt weiter unten. der Metapher im Abschn. 1.4.1: Herdplatte ausschalten. 20Vereinbarte Reduktionsbeiträge der einzelnen Staaten gemäß dem Pariser Abkommen (Nationally Determined Contributions, NDC) würden ca. 400–560 GtCO2 von 2018 bis 2030 zur Folge haben [9, S. 114]. Die NDC sind daher zu wenig ambitioniert, um 1,5 °C einzuhalten. 19In

1.4  Modelle und Forschungsergebnisse zum Klimawandel

31

Jahr 2018 ca. 37 GtCO2 emittiert wurden [47] und unter der Annahme, dass auch 2019 ein ähnlich hoher Wert erreicht wird, reduzieren sich die ab 2020 verbleibenden Budgets gerundet auf die Werte 340 und 500 GtCO2. Zur Begrenzung der Temperaturanomalie auf 2 °C werden in [9, S. 108] verbleibende carbon budgets ab 2018 von 1170 GtCO2 (66 % Chance) and 1500 GtCO2 (50 % Chance) ermittelt. Es ist aus folgenden Gründen sinnvoll eine schnelle Reduktion anthropogener THG-Emissionen anzustreben21 und möglichst kein Überschießen eines Temperaturlimits in Kauf zu nehmen: • Die genannten carbon budgets müssen von starken Reduktionen der non-CO2-THGEmissionen begleitet werden, was eine zusätzliche Unsicherheit bezüglich der Zielerreichung bedeutet. • Je länger die CO2-Reduktion in den nächsten Jahren hinausgezögert wird, desto schwieriger und teurer wird der Ausstieg aus fossilen Energien sein.22 • Das Ausmaß der Schäden nimmt nichtlinear mit der Temperatur zu, wenn die Temperaturanomalie > 2  °C beträgt [7, S. 69–70]. Es besteht die Gefahr, dass ein zu langsames oder nicht genügend ambitioniertes Handeln zu selbstverstärkenden und irreversiblen Prozessen führt (tipping points) und das trotz kostenintensiver Maßnahmen 2 °C überschritten werden. • Die Abhängigkeit von negativen Emissionen, um nach einem Überschießen der Zieltemperatur wieder das gewünschte Niveau zu erreichen, sollte minimiert werden, da es am Verständnis mangelt, wie der Kohlenstoffkreislauf auf negative Emissionen reagiert [9, S. 96]. Es bestehen folgende Unsicherheiten hinsichtlich des verbleibenden carbon budgets. „For the budget, applicable to the mid-century, the main uncertainties relate to the transient climate response to cumulative carbon emissions (TCRE), non-CO2 emissions, radiative forcing and response. For 2100, uncertain Earth system feedbacks such as permafrost thawing would further reduce the available budget.23 The remaining budget is also conditional upon the choice of baseline, which is affected by uncertainties in both historical emissions, and in deriving the estimate of globally averaged human-induced warming“ [9, S. 107] Die Unsicherheiten können zu einer signifikanten Variation des verbleibenden carbon budgets sowohl nach oben wie auch unten führen [9, S. 108].

21Analog

zum Vorgehen in der Reis-Metapher im Abschn. 1.4.1. delaying GHG emissions reductions over the coming years also leads to economic and institutional lock-in into carbon-intensive infrastructure, that is, the continued investment in and use of carbon-intensive technologies that are difficult or costly to phase-out once deployed” [9, S. 126]. 23“Earth System Feedbacks reduce the budgets by about -100 Gt CO2 on centennial time scales” [9, S. 108]. 22“[…]

32

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

Global Carbon Law Die notwendige Handlungsweise bezüglich des Treibhausgases CO2, um eine Temperaturanomalie von max. 2 °C gemäß dem Abkommen von Paris einzuhalten, kann plakativ mit einem einfachen Potenzgesetz – dem sogenannten Global Carbon Law – beschrieben werden, das in [48] vorgestellt wird. Es besagt: die globalen anthropogenen THG-Emissionen müssen zwischen 2020 bis 2050 pro Jahrzehnt mindestens halbiert werden.

Die Heuristik ist einfach, aber berücksichtigt dennoch durch gesamtsystemische Betrachtungen gewonnene Erkenntnisse. Das zugrunde liegende Szenario hat folgende Eigenschaften: • 700 Gt kumulierte anthropogene CO2-Emissionen zwischen 2017 und 2100, • zusätzlich Carbon Dioxid Removal Maßnahmen und Reduktion non-CO2-Emissionen, • CO2-Konzentration von 380 ppm im Jahr 2100. Das carbon budget in [48] liegt zwischen den verbleibenden Budgets zur Einhaltung einer Temperaturanomalie von 1,5 °C und 2 °C nach [9, S. 108]. Es ist bereits wesentlich ambitionierter im Vergleich zu Szenarien, die von unterschiedlichen Unternehmen und Institutionen, gegenübergestellt in Tab. 1.1, veröffentlicht wurden. Die Tabelle ­enthält Prognosen bezüglich den zukünftigen CO2-Emissionen aus verschiedenen Veröffentlichungen für die Jahre 2040 bzw. 2050. Auch beim 2 °C-Szenario der IEA resultieren höhere CO2-Emissionen im Jahr 2050 als beim Pfad nach [48]. Diese Aufstellung zeigt, dass die Umsetzung des Global Carbon Law sehr tief greifende Maßnahmen erfordern würde. Das Global Carbon Law wird im Folgenden mithilfe der Erkenntnisse des IPCC Sonderberichts „1,5 °C globale Erwärmung“ aktualisiert [9]. Auf Basis der carbon budgets ab 2020, die zur Begrenzung der Temperaturanomalie auf 1,5 °C erforderlich sind, resultieren die Reduktionspfade nach Abb. 1.16. Blaue Linien entsprechen Budgets von 340 GtCO2 ab 2020, graue Linien Budgets von 500 GtCO2. Die gepunktete Linie stellt einen Weg für ein Budget von 500 GtCO2 dar, wenn die Reduktion 2025 statt 2021 beginnt. In diesem Fall müssten nach 2030 stärkere Reduktionen als beim Beginn im Jahr 2021 erzielt werden. Die gestrichelten Linien stellen Reduzierungen entlang einer Exponentialfunktion analog zum Global Carbon Law nach [48] dar. Zusätzlich wird eine Reduktion entlang der ersten Ableitung der logistischen Funktion vorgeschlagen, repräsentiert durch die durchgezogenen Linien. Warum gerade diese Funktionen? Die Grundlage für die Reduzierung der THG-Emissionen ist die Substitution von THG-intensiven durch weniger THG-intensive Technologien. Technologie-Substitutionsprozesse wurden in zahlreichen Arbeiten untersucht. Die Prozesse können häufig durch logistische Funktionen beschrieben werden (vgl.

1.4  Modelle und Forschungsergebnisse zum Klimawandel

33

Tab. 1.1  Gegenüberstellung ausgewählter Szenarien zur Entwicklung der jährlichen Brutto-CO2-Emissionen aus fossiler Energie und Industrie Titel (Jahr der Veröffentlichung)

Bezugsjahr

Jährliche CO2-Emissionen im Bezugsjahr [GtCO2 p. a.]

Exxon [4]

Outlook for Energy (2018)

2040

40

BP [49]

BP Energy Outlook (2018)

2040

16–38

IEA [50] 2 °C-Ziel

Perspectives for the Energy Transition (2017)

2050

9

Carbon Law [48]

A Roadmap for Rapid Decarbonization (2017)

2050

5

IPCC Sonderbericht Begrenzung auf 1,5 °C mit 50–66 % Wahrscheinlichkeit [9]

2050 Mitigation Pathways compatible with 1,5 °C in the Context of Sustainable Development (2018)

0–4

REDUKTIONSPFADE FÜR UNTERSCHIEDLICHE CARBON BUDGETS ALS LOGISTISCHE (LOG) ODER EXPONENTIELLE (EXP) FUNKTIONEN

100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% 2020

2025

500 GtCO2 from 2025 500 GtCO2 log

2030

2035 JAHR 340 GtCO2 exp 340 GtCO2 log

2040

2045

2050

500 GtCO2 exp

Abb. 1.16   Reduktionspfade zur Einhaltung einer Temperaturerhöhung von 1,5 °C

u. a. [51, 52]). Es kann daher vermutet werden, dass ein entsprechender Reduktionspfad ebenfalls durch logistische Funktionen beschrieben werden kann. Exponentielle sowie logistische Funktionen lassen sich zudem anhand der historischen Reduktionspfade von Umweltgesetztgebungen begründen (vgl. Abschn. 1.5.4.)

34

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik … Um die negativen Auswirkungen des Klimawandels auf Umwelt, Menschen und Wirtschaft möglichst zu begrenzen, ist eine Temperaturanomalie von maximal 1,5 °C anzustreben. Um 1,5 °C mit einer Wahrscheinlichkeit von 50–66 % zu erreichen, müssen die jährlichen ­globalen anthropogenen CO2-Emissionen von ca. 40 GtCO2/Jahr im Jahr 2020 auf die folgenden Werte reduziert werden: • 11–22 GtCO2/Jahr. bis 2030, d. h. um 46–72 % gegenüber 2020, • 1–9 GtCO2/Jahr. bis 2040, d. h. um 77–97 % im Vergleich zu 2020, • 0–4 GtCO2/Jahr. bis 2050, d. h. um 89–100 % gegenüber 2020. Außerdem sind zusätzliche Maßnahmen zur Reduktion von non-CO2-Treibhausgasen wie Methan und Lachgas notwendig.

Wenn die genannten Reduktionspfade für carbon budgets von 340 bzw. 500 GtCO2 aus Abb. 1.16 unter der Annahme exponentieller Abnahme bis 2100 fortgeschrieben werden, entstehen weitere 13 bzw. 55 GtCO2 zwischen 2050 und 2100 (0–7 GtCO2 bei logistischer Abnahme). Diesen Emissionen müsste durch Carbon dioxide removal (CDR) Maßnahmen begegnet werden. Die so erhaltenen Reduktionspfade sind vergleichbar mit in [9, S. 119] untersuchten Szenarien, welche eine Überschießen von 1,5 °C möglichst vermeiden (engl. Pathways that limit global warming to 1.5 °C with no or limited overshoot).

1.5 Abgrenzung und Messgrößen des Transportsektors – als Teilsystem der Anthroposphäre 1.5.1 Abgrenzung von für die Fragestellung relevanten Teilsystemen In diesem Abschnitt erfolgt die Definition des Begriffs Anthroposphäre und die Beschreibung der Beziehung dieses Systems zum System Planet Erde (S I). In der Literatur sind unterschiedliche Definitionen mit unterschiedlichen Bezeichnungen zu finden, z. B.: • Ein engineering system ist ein vom Menschen geschaffenes System mit einem bestimmten Zweck.24 • „Die Anthroposphäre ist der Teil des Erdsystems, der durch die vielfältigen Einflüsse und Eingriffe des Menschen beeinflusst und verändert wird. Als Teil der Biosphäre steht sie mit den weiteren Teilsphären des Erdsystems in enger Wechselbeziehung“ [53]. • „[…] die Technosphäre ist definiert als alles, was vom Menschen kontrolliert ist, und die Umwelt als alles, was nicht Technosphäre ist“ [18, S. 385].

24“Engineering

System: a system designed by humans having some purpose; large scale and complex engineering systems which are of interest to the Engineering Systems Division, will have a management or social dimension as well as a technical one” [14, S. 472].

1.5  Abgrenzung und Messgrößen des Transportsektors …

35

Für die Zwecke dieser Arbeit wird definiert:   Die Anthroposphäre oder Technosphäre, besteht aus Menschen als Akteure und aus vom Menschen geschaffenen Systemen und deren Wechselwirkungen untereinander. Auch alle vom Menschen geschaffenen Technologien sind Teil dieses Systems. Dieses System ist allgemein gekennzeichnet durch: • Akteure, die miteinander Vereinbarungen treffen können, • Systeme und Technologien, die von Menschen erdacht und geschaffen wurden. Einige Beispiele für Akteure, menschengeschaffene Systeme und Technologien: • Menschen (natürliche Personen) als Akteure, oder durch völkerrechtliche und gesellschaftsrechtliche Vereinbarungen definierte Akteure (juristische Personen) wie Firmen, Staaten, politische Parteien, etc. und deren Vereinbarungen untereinander, • Teilsysteme, z. B. Wirtschafts- und Technologiesysteme, politische Systeme, Finanzsysteme.   Eine Technologie besteht zunächst aus vom Menschen hergestellten Objekten, die entweder vorhandene menschliche Fähigkeiten verstärken oder es Menschen ermöglichen, Aufgaben zu vollbringen, die sie ansonsten gar nicht vollbringen könnten. Sie umfasst aber auch die zur Herstellung der Objekte benötigten Maschinen sowie das Wissen und die Kompetenzen, die zur Herstellung notwendig sind. Schließlich umfasst sie das Wissen über die Nutzung der Technologie [52, S. 20]. Beispiel Die Technologie Benzinfahrzeug umfasst die notwendigen Prozesse sowie Anlagen zur Herstellung des Fahrzeugs, des Kraftstoffs und der Infrastruktur, das dazu notwendige Wissen und schließlich das zu seinem Einsatz notwendige Wissen des Anwenders.

Die Anthroposphäre ist von Menschen geschaffen. Da Menschen ein Teil des Systems Planet Erde (S I) sind, ist dieses System also eine Teilmenge von S I. Menschen sind sowohl Lebewesen und damit Teil der Biosphäre, als auch Akteure in der Anthroposphäre. Weder die Abgrenzung der Anthroposphäre innerhalb S I, noch Akteure und ihre Aktivitäten können allein durch Modellierung des Menschen als Lebewesen, d. h. mit Methoden für S I beschrieben werden. Die Anthroposphäre wird im Folgenden System II (S II) genannt. Das System II besteht z. B. aus den folgenden Teilsystemen (vgl. Abb. 1.17): • Wirtschafts- und Technologiesystem (WT), • Gesetzgebung und Politik (GP), • Finanzsystem (F).

36

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

WT

GP

F

…

…

System II: soziotechnisches System (Anthroposphäre)

Abb. 1.17   Einige Teilsysteme des soziotechnischen Systems – stark vereinfachte Darstellung

Diese Systeme bestehen wiederum aus einer Vielzahl von Teilsystemen, dargestellt in Form von verschachtelten Teilmengen in Abb. 1.17. Es gibt noch andere Möglichkeiten, S II zu kategorisieren, z. B. nach Staaten, Staatsverbänden, etc. Die genannten Teilsysteme sind dann in jedem einzelnen Staat als auch global in unterschiedlich entwickelter Form vorhanden.

1.5.2 Abgrenzung von Wirtschafts- und Technologiesystemen innerhalb der Anthroposphäre In diesem Abschnitt wird analysiert, welche Systemgrenzen zwischen den Teilsystemen von S II, z. B. dem Wirtschafts- und Technologiesystem und anderen Teilsystemen bestehen. Wirtschafts- und Technologiesysteme sind durch folgende Elemente und Eigenschaften gekennzeichnet.   Kunden bzw. Nachfrager sind Akteure, die Mittel zur Verfügung haben, um Produkte (Güter) bzw. Dienstleistungen25 zur Befriedigung ihrer Bedürfnisse (Kundenbedürfnisse) erwerben zu können. Kunden generieren Nachfrage nach Produkten. Das Problem, das der Kunde hat und welches durch ein Produkt gelöst wird, wird Kundenproblem genannt. „Im betriebswirtschaftlichen Sinn bietet der Anbieter den Nachfragern eine Leistung (Produkt oder Dienstleistung) an. In der Regel stehen unterschiedliche Anbieter dabei im Wettbewerb miteinander […]“ [54].

25Im Folgenden wird Produkt als konkreter materieller Gegenstand, aber auch als abstrakte Dienstleistung verstanden. Es wird also kurz Produkt für Produkt oder Dienstleistung geschrieben.

1.5  Abgrenzung und Messgrößen des Transportsektors …

37

„Markt nennt man in funktioneller Hinsicht das Zusammentreffen von Angebot und Nachfrage, durch das sich im Falle eines Tausches Preise bilden. Mindestvoraussetzung für das Entstehen eines Marktes ist eine potenzielle Tauschbeziehung, d. h. abgesehen vom Tauschmittel (i. d. R. Geld) mind. ein Tauschobjekt (knappes Gut), mind. ein Anbieter und mind. ein Nachfrager“ [55]. In dieser Arbeit wird das lösungsinvariante Kundenproblem vgl. [56, 57] sowohl zur Abgrenzung des WT-Systems von anderen Teilsystemen von S II, als auch zur Abgrenzung von Märkten verwendet.   Ein Kundenproblem ist lösungsinvariant oder lösungsunabhängig, soweit dieses unabhängig von einer bestimmten Lösung formuliert wird und zur Nachfrage führt. Originäre Kundenprobleme entsprechen den Grundbedürfnissen von Menschen, d. h. solchen Bedürfnissen, deren Stillung lebensnotwendig ist, wie beispielsweise Essen, Bildung und Mobilität. Das lösungsinvariante Kundenproblem grenzt den jeweils definierten Markt klarer und dauerhafter als andere Methoden von anderen Märkten ab und stellt sicher, dass auch heute unvorstellbare neue Lösungen nicht aus dem Blickfeld geraten. Beispiel Der heutige Einsatz eines Benzinfahrzeugs kann unterschiedliche Gründe haben. Es sind jedoch viele Alternativen denkbar, z. B. ein Elektroauto, oder die Nutzung einer Mitfahrgelegenheit, eines Fahrrads oder von öffentlichen Verkehrsmitteln. Möglicherweise kann sogar das – der Mobilität zugrunde liegende – Grundbedürfnis ohne Mobilität gedeckt werden, z. B. durch Verlegung des Arbeitsplatzes in den Wohnbereich des Arbeitenden (Homeoffice). Die letzten beiden Alternativen resultieren ausschließlich, soweit das Kundenproblem lösungsinvariant formuliert wird.



Die Abgrenzung von Teilsystemen innerhalb des Wirtschafts- und Technologiesystems wie beispielsweise des Transportsektors erfolgt nach Möglichkeit mittels des lösungsinvarianten Kundenproblems. Bei immer feinerer Granularität von Teilsystemen ist die Abgrenzung mittels des lösungsinvarianten Kundenproblems manchmal nicht mehr möglich. In diesem Fall erfolgt die Abgrenzung durch lösungsabhängige Formulierung des Kundenproblems.

Auf Basis von Abb. 1.18 wird im Folgenden die Struktur der Wirtschafts- und Technologiesysteme genauer untersucht. Das in der Abbildung beschriebene System – der Transportsektor 1.1 – ist lösungsinvariant abgegrenzt. Subsysteme von 1.1 sind lösungsabhängig abgegrenzt. Der Transportsektor enthält Akteure und Technologien zur Bereitstellung und Nachfrage von Mobilitätsprodukten und -dienstleistungen. Unterlagerte Teilmengen des Transportsektors sind der Passagiertransport-Sektor, der PKW-Sektor, eine spezifische Fahrzeugklasse sowie die Antriebstechnologie eines einzelnen Fahrzeugs. Die Festlegung des System I erfolgt im Abschn. 1.3.2. Das Wirtschafts- und Technologiesystem (WT) ist ein Teilsystem von System II. Das System II umfasst u. a. Wirtschaftsakteure

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1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

Abb. 1.18   Abgrenzung der Systeme zur Beantwortung der Forschungsfragen

und Technologien (WT), Gesetzgebungen und politische Maßnahmen (GP) und Finanzakteure und Finanzdienstleistungen (F). Innerhalb des Wirtschafts- und Technologiesystem erfolgt durch das lösungsinvariante Kundenproblem eine Abgrenzung der Teilsysteme. Die Summe aller lösungsinvarianten Kundenprobleme bildet das System 1 ab. In dieser Arbeit wird im Wesentlichen das WT-System von Deutschland untersucht. Zum Teil werden auch andere Teilsysteme von S II wie Gesetzgebungen und politische Maßnahmen (GP) einbezogen. Die Struktur der Systeme in Abb. 1.18 findet sich in allen Staaten in mehr oder weniger entwickelter Form. Ähnliche Strukturen finden sich auch in Aggregationen von Staaten, z. B. die Europäische Union oder andere Staatenverbände, geographische Aggregationen, oder auch alle Staaten der Welt zusammengenommen. Diese Eigenschaft der Selbstähnlichkeit – Strukturen in Mengen wiederholen sich in Teilmengen von Mengen – ist eine allgemeingültige Eigenschaft komplexer Systeme [56].

1.5.3 Qualität und Preis als zentrale Messgrößen von Wirtschaftsund Technologiesystemen Zwei Faktoren entscheiden letztlich darüber, ob ein Kunde ein Produkt A oder B kauft: • die Qualität des Produktes, • der Preis.

1.5  Abgrenzung und Messgrößen des Transportsektors …

39

Es setzen sich Produkte mit besserer Qualität und niedrigerem Preis gegen Produkte mit schlechterer Qualität und höherem Preis durch [58]. Bezüglich der Qualität ist wesentlich, diese aus Sicht des Kunden zu definieren, aus der vom Kunden wahrgenommenen Qualität, siehe dazu [56, 57, 59]. In dieser Arbeit werden Antriebstechnologien verglichen, mit dem Fokus auf Gesamtkosten und THG-Emissionen. Die Höhe der THG-Emissionen stellt in unserer Betrachtung das einzige Qualitätskriterium dar. Es wird nicht auf sonstige Qualitätsmerkmale eingegangen, z. B. ob sich Elektrofahrzeuge aufgrund ihrer für den Kunden eventuell als vorteilhaft wahrgenommenen Eigenschaften (höhere Beschleunigung, geringeres Motorengeräusch, mehr Platz im Innenraum, etc.) oder eventuell als nachteilig wahrgenommene Eigenschaften (längere Ladezeiten, fehlende Infrastruktur, begrenzte Reichweite im Winter, etc.) gegenüber anderen Fahrzeugen durchsetzen oder nicht. Aus Sicht der Lebenszyklusanalyse entspricht das der Annahme der Nutzengleichheit von Systemvarianten, siehe dazu Abschn. 1.6 und [18].

1.5.4 Externe Effekte Im Wirtschafts- und Technologiesystem (WT) wird der Marktpreis, welchem eine zentrale Koordinierungsleistung zugeschrieben wird, durch Angebot und Nachfrage geregelt. Eine ausreichende Konkurrenzsituation vorausgesetzt, stimmen beim Gleichgewichtspreis sowohl Angebots- und Nachfragemenge, als auch der gesellschaftliche Nutzen der zuletzt produzierten Einheit mit den gesellschaftlichen Kosten der Produktion dieser letzten Einheit überein. „Der Preis, der sich am Markt bildet, spiegelt im Idealfall also zwei wichtige Informationen wider: Er reflektiert den gesellschaftlichen Nutzen eines Guts, er reflektiert zweitens aber auch die Kosten der Produktion. Dadurch, dass der Gleichgewichtspreis letztlich diese Informationen reflektiert, führt er die dezentral entscheidenden Individuen dazu, sich in einem gesamtgesellschaftlichen Sinn effizient zu verhalten. Güter werden sinnvollerweise nur dann produziert, wenn der durch das Gut gestiftete Nutzen mindestens so hoch ist wie die Produktionskosten des Guts. Diese Eigenschaft von Gleichgewichtspreisen ist die tiefere Erklärung für das Funktionieren von marktwirtschaftlichen Systemen. Es ist die Erklärung für die berühmte unsichtbare Hand von Adam Smith26“ [60, S. 18].

Ein vollkommener Wettbewerb führt zu einem effizienten Marktergebnis, solange keine externen Effekte vorliegen [61, S. 2]. Bei externen Effekten beeinflussen die Handlungen eines Individuums (Unternehmens) den Nutzen (Gewinn) eines anderen Individuums (Unternehmens). Da sich dieser Einfluss nicht in den Marktpreisen widerspiegelt, wird dieser Effekt als extern bezeichnet [60, S. 19]. „Externalitäten (externe Effekte) führen zu Marktversagen, weil die entstehende Marktallokation nicht wohlfahrtsoptimal ist.

26Adam

Smith, 1776, „An Inquiry into the Nature and Causes of the Wealth of Nations“.

40

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

Externe Effekte müssen internalisiert werden, um eine wohlfahrtsoptimale Ressourcenallokation zu erreichen. Negative externe Effekte sind externe Kosten. Wenn diese Kosten dem Verursacher angelastet werden, sind die Externalitäten kompensiert (internalisiert). Für externen Nutzen müssten die Konsumenten dem Verursacher einen dem Nutzen entsprechenden Preis als Kompensation bezahlen“ [62, S. 34]. In [60] wird erläutert, dass bei Umweltproblemen, an denen viele Akteure beteiligt sind, negative externe Effekte durch direkte Verhandlungen – Coase-Theorem27 – nicht mehr internalisiert werden können, was einen staatlichen Eingriff erforderlich macht, um das Marktversagen zu korrigieren. Der Staat kann die Internalisierung externer Effekte auf folgende Arten beheben: • Auflage, z. B. in Form von Emissionshöchstwerten, • Pigou-Steuer28 und Subventionen, • Emissionshandel. Die externen Effekte bzw. Kosten durch den Klimawandel können nicht exakt bestimmt bzw. vorhergesagt werden. Um die Kosten des Klimawandels zu bemessen, behilft man sich deshalb neben dem Schadenskostenansatz auch dem Vermeidungskostenansatz. Dabei wird bewertet, was die Vermeidung einer Tonne CO2 kostet [60, S. 33]. Kosteneffizienz im Klimaschutz setzt voraus, dass Maßnahmen mit den niedrigsten CO2-Vermeidungskosten bzw. Grenzvermeidungskosten umgesetzt werden [60, S. 158]. Es wird in dieser Abhandlung die Frage untersucht, welche Antriebstechnologien im PKW-Sektor in Kombination mit welchen Energieträgern in der Lage sind, heute und in Zukunft Treibhausgase zu reduzieren und welche CO2-Vermeidungskosten damit einhergehen. Um die kosteneffizientesten Klimaschutzmaßnahmen zu ergreifen, ist es wesentlich, die Technologien mit den geringsten Vermeidungskosten zu kennen und gegebenenfalls Beschränkungen zu beseitigen. Die Einführung gesetzlicher Umwelt-Rahmenbedingungen ist eine effiziente Methode zur Lenkung der Aktivitäten des Wirtschafts- und Technologiesystems. Umweltauswirkungen konnten in konkreten Beispielen innerhalb von 1–3 Jahrzehnten entlang logistischer oder exponentieller Funktionen verringert werden. Dies setzt die korrekte Definition der Zielgröße voraus – und auch die korrekte Umsetzung in der Gesetzgebung. Diese Aussage wird durch die folgenden Beispiele untermauert:

27Ronald

H. Coase, 1960, „The Problem of Social Costs“ – Coase Theorem. (simulierter Preis für die Umwelt) auf Verbrauch oder die Inanspruchnahme von Umweltgütern, wodurch erreicht wird, dass die einzelwirtschaftlichen Entscheidungsträger die Kosten des Umweltverbrauchs in ihren Entscheidungen berücksichtigen. Nach dem britischen Ökonomen Arthur Pigou, der diese Art des Staatseingriffs bereits 1920 in seinem Werk „The Economics of Welfare“ vorschlug [60, S. 70]. 28Steuer

1.5  Abgrenzung und Messgrößen des Transportsektors …

41

• Schadstoffemissionen PKW: Seit 1970 wurden die Grenzwerte für Schadstoffemissionen bei PKW, z. B. Feinstaub, Stickoxide und Schwefeldioxid, laufend angepasst. Die Emissionswerte von PKW in Deutschland wurden für diese Schadstoffe zwischen 1995 und 2017 um ca. 79 %, ca. 56 % und ca. 98 % reduziert (vgl. Abb. 1.25). • Ozonloch: Seit dem Montreal-Protokoll im Jahr 1987 hat sich das Ozonloch substanziell verringert. Der jährliche Verbrauch an ozonabbauenden Stoffen wurde von 1986 (>1,3 Mt p. a.) bis 2016 um mehr als 99 % gesenkt. Die Reduktion kann ungefähr durch eine logistische Funktion beschrieben werden [63, 64]. • Saurer Regen: Die Schwefeldioxidemissionen in Europa wurden zwischen 1990 und 2011 exponentiell um 74 % gesenkt [65]. In den USA wurden Schwefeldioxid-, Stickstoffdioxid- und Quecksilberemissionen in etwa gemäß der ersten Ableitung der logistischen Funktion gesenkt [66]. Bezüglich der CO2-Reduktion ist eine korrekte Umsetzung in gesetzgeberische Maßnahmen derzeit nicht gegeben. Im Abschn. 7.3.4 wird ein klimapolitisches Instrument vorgestellt, womit der externe Effekt Klimawandel weltweit in gleicher Weise internalisiert werden kann und mit dem ein bestimmtes carbon budget (vgl. Abschn. 1.4.3) kosteneffizient und treffsicher eingehalten wird.

1.5.5 Total Cost of Ownership (TCO) Zur Analyse der Gesamtkosten die im Zuge der Nutzung eines PKW anfallen wird im vorliegenden Buch die Total Cost of Ownership (TCO) Methode verwendet. „Total Cost of Ownership ist ein Konzept zur vollständigen Erfassung der Kosten, die in Zusammenhang mit dem Erwerb eines Guts stehen, mit dem primären Ziel, alternative Bezugsquellen miteinander vergleichen zu können. Die Total Cost of Ownership eines Guts bezeichnen die stückbezogenen Gesamtkosten eines Guts, welche nach dem gleichnamigen Konzept ermittelt werden“ [67, S. 26]. Bei dieser Methode werden alle Kosten berücksichtigt, die mit einem Produkt über dessen gesamten Lebenszyklus verbunden sind. Die Methode wird vor allem in der IT-Branche eingesetzt, um die Gesamtkosten von IT-Systemen zu bestimmen. Das TCO-Konzept wurde im Jahr 1987 durch das im IT-Bereich tätige Forschungs- und Beratungsunternehmen Gartner Group bekannt gemacht. Das erste Mal in der Literatur erwähnt wird der Ausdruck TCO jedoch bereits im Jahr 1929 in einem Handbuch der American Railway Engineering Association [67]. Die Vorgehensweise einer TCO-Analyse wird beispielsweise in [68] beschrieben.

42

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

Abb. 1.19   Schematische Darstellung der Vorgehensweise bei der TCO-Analyse von PKW

Der Umfang der Aufwendungen über den Lebensweg eines PKW gemäß dem TCO-Konzept ist in Abb. 1.19 dargelegt. I. d. R. sind die Entsorgungs- bzw. Recyclingkosten für die Fahrzeugeigentümer nicht relevant. In diesem Buch wird eine vollständige TCO-Analyse für Referenzfahrzeuge durchgeführt. Für synthetische Fahrzeuge, welche möglichst eine durchschnittliche Neuwagenkonfiguration in einem jeweiligen Betrachtungsjahr darstellen – als Standardfahrzeuge deklariert – werden lediglich die kennzeichnenden TCO-Kostenbestandteile einer Antriebstechnologie betrachtet. Details zu diesem Vorgehen und zu allen berücksichtigen Kosten finden sich im Kap. 5. Entsorgungs- bzw. Recyclingkosten werden sowohl bei der Kostenanalyse der Standard- als auch Refrenzfahrzeuge nicht berücksichtigt. Hierzu besteht ein weiterer Untersuchungsbedarf. Die TCO-Methodik kann Schwächen aufweisen, soweit die kennzeichnenden Kostenunterschiede zwischen Antriebstechnologien betrachtet werden sollen. Dies begründet sich wie folgt: • Steuersätze und andere von Staaten festgesetzte, lenkende Maßnahmen sind nicht für alle Antriebstechnologien und Energieträger gleich. • Versicherungszahlungen sind abhängig vom Nutzerverhalten – nicht von der Antriebstechnologie. • Die öffentlich zugänglichen Bruttolistenpreise reflektieren nur zum Teil die Kosten der Hersteller, da davon auszugehen ist, dass die Hersteller aus strategischen Gründen unterschiedliche Margen je Fahrzeugmodell zulassen. • Der Hersteller-Verbrauchswert basiert auf festgelegten Prüfzyklen und spiegelt den Realverbrauch nur unzureichend wider. • Wartungskosten sind herstellerspezifisch und variieren über den Lebensweg. • Energiepreise (Produktbeschaffungs- und Verteilungskosten sowie Steuern) variieren für die über den Lebensweg eines PKW eingesetzten Energieträger.

1.6  Lebenszyklusanalyse als Werkzeug …

43

Die aufgeführten Schwächen werden bei den Kostenanalysen in diesem Buch berücksichtigt, in dem einerseits die Gesamtkosten für Standardfahrzeuge exkl. Steuern und Versicherungen ermittelt werden. Steuern und Versicherungen sind nicht von der Antriebstechnologie abhängig. Zudem werden die Kostenunterschiede zwischen den Antriebstechnologien durch eine Analyse der Herstellkosten von Einzelkomponenten ermittelt bzw. geprüft. Wartungskosten werden durch die Auswertung mehrerer Fahrzeuge von unterschiedlichen Herstellern ermittelt. Eine Variation der Wartungskosten über den Lebensweg wird jedoch nicht in Betracht gezogen. Der Energieverbrauch je Antriebstechnologie wird durch modellierte Kundenverbrauchswerte berücksichtigt, die den realen Verbrauch mit höherer Genauigkeit widerspiegeln als die Normverbrauchswerte. Die Produktbeschaffungs- und Verteilungskosten für die verschiedenen Energieträger im Jahr 2016 werden untersucht und für die Betrachtungsjahre 2030 und 2050 prognostiziert. Neben der vom Kunden wahrgenommenen Qualität ist der Preis die entscheidende Größe für die Durchsetzung eines Produktes am Markt und somit eine der wesentlichen Messgrößen des Wirtschafts- und Technologiesystems (WT). Die Kostenanalyse in dieser Abhandlung liefert Erkenntnisse bezüglich der TCO für bestimmte Referenzfahrzeuge, als auch zu kennzeichnenden Gesamtkosten für Standardfahrzeuge.

1.6 Lebenszyklusanalyse als Werkzeug zur Analyse der Umweltwirkungen von Technologien Beziehungen zwischen System I und System II Interaktionen zwischen S I und S II können wie folgt beschrieben werden (vgl. Abb. 1.20) – hier am Beispiel des Wirtschafts- und Technologiesystems: • Akteure in S II entnehmen S I Rohstoffe, verarbeiten sie zu Technologien, mithilfe derer die Anbieter die Kundenbedürfnisse erfüllen. Dadurch verändern sie direkt und indirekt Teilsysteme von S I (z. B. Landschaften, Fauna, Flora, etc.). • Durch die Entnahme, Weiterverarbeitung der Rohstoffe, und durch die Nutzung erzeugen die Akteure Emissionen, Abfälle und Abwasser [18] – diese stellen durch die menschliche Aktivität erzeugte Stoffe (gasförmig, flüssig oder fest) oder andere Einflüsse (z. B. Lärm) dar, die auf S I wirken. Jedes der Teilsysteme in Abb. 1.20 hat in sich verschachtelte Subsysteme, dargestellt durch verschachtelte Ellipsen. Zwischen allen Systemen gibt es Wechselwirkungen, diese sind aus Übersichtlichkeitsgründen hier nicht eingezeichnet. Rohstoffe, als Teil von

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1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

Abb. 1.20   Wechselwirkungen zwischen SI und SII

S I, gehen durch Entnahme in S II über. Emissionen, als Teil von S II gehen hingegen in S I über. Die Auswirkungen auf S I können vielseitige Einflüsse auf den Menschen, welcher Teil von S I ist, haben.29 Die Wirkungen auf S I können wiederum Auswirkungen – Sekundäre Rückwirkungen – auf S II haben, in dem Sie u. a. die wirtschaftlichen Rahmenbedingungen verändern. Diese Rückwirkungen stellen externe Effekte dar, welche im Abschn. 1.5.4 erläutert werden. Beispiel Eine sekundäre Rückwirkung stellen beispielsweise Extremwetterereignisse dar. Dies war beim sehr heißen und trockenen Zeitraum zwischen April und Oktober 2018 in Europa der Fall. Es kam zu Ernteausfällen, Wasserknappheit, etc., welche letztlich auch zu einem volkswirtschaftlichen Schaden führten. In Deutschland wurde der Schaden durch die Ernteausfälle auf mehr als 1 Mrd. € geschätzt [69].

1.6.1 Was ist eine Lebenszyklusanalyse? Die Umweltwirkungen von Produkten, wie z. B. THG-Emissionen, können ­ganzheitlich gemessen werden. Die dazu verwendete Methode heißt im deutschen Sprachgebrauch Ökobilanz bzw. Lebenszyklusanalyse, im Englischen cradle-to-grave lifecycle analysis (LCA). In der aktuellen internationalen Rahmennorm ISO 14040:2006 wird die Ökobilanz wie folgt definiert: „Die Ökobilanz ist eine Methode zur Abschätzung der 29In Abb. 1.20

nicht dargestellt.

1.6  Lebenszyklusanalyse als Werkzeug …

45

mit einem Produkt verbundenen Umweltaspekte und produktspezifischen potentiellen Umweltwirkungen. Die Ökobilanz-Studie untersucht die Umweltaspekte und potentiellen Umweltwirkungen im Verlauf des Lebenswegs eines Produktes (d. h. von der Wiege bis zur Bahre) von der Rohstoffgewinnung, über Produktion, Anwendung bis zur Beseitigung“ [18, S. 2] Die Ökobilanz wird im Englischen treffender als im Deutschen cradle-to-grave lifecycle analysis, kurz LCA, genannt. Eine LCA stellt eine vereinfachte Systemanalyse dar, im Zuge deren ein Modell eines komplexen Systems erstellt wird. Die Vereinfachung besteht u. a. darin, dass die Betrachtung stationär ist, dass Rückkopplungsschleifen linearisiert werden und dass Teilsysteme, deren Einfluss auf das Ergebnis gering ist, nicht in die Betrachtung eingeschlossen werden (Abschneideregeln [18]). Die LCA ist eine erprobte und mit hohem wissenschaftlichen Anspruch und Genauigkeit entwickelte Methode. Mit ihr können Wechselwirkungen zwischen S I und S II bestimmt werden. Die Rahmennorm gehört zur ISO 14000-Familie, die sich mit Umweltmanagement befasst. Sie wird im Abstand von 5 Jahren überprüft und ist die einzige international genormte Methode zur Analyse der Umweltaspekte und potentiellen Wirkungen von Produktsystemen [18, S. 17]. Eine LCA beruht weitgehend auf naturwissenschaftlichen Grundgesetzen, z. B. der Erhaltung von Masse und Energie. Es wird angestrebt, die naturwissenschaftliche Basis möglichst nicht zu verlassen. Wo das dennoch notwendig ist, z. B. bei Allokationsentscheidungen, muss eine Konvention vereinbart werden [18, S. 194 ff.]. Die Methode ist daher ein Kompromiss zur Beschreibung von Phänomenen in komplexen Systemen. Bei der Erstellung einer LCA wird in vier Schritten vorgegangen: 1. Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens (d. h. der Systemgrenze) 2. Erstellung einer Sachbilanz 3. Wirkungsabschätzung 4. Bewertung Es werden im Rahmen dieser Arbeit selbst keine Lebenszyklusmodellierungen (Ökobilanzen) erstellt. Es werden verfügbare Daten aus zahlreichen Publikationen und aus der GaBi-Datenbank genutzt [70]. Es werden daher keine Details über das Vorgehen zur Erstellung von Lebenszyklusanalysen vorgestellt. Dennoch werden die genannten vier Schritte zur Veranschaulichung in den nächsten Abschnitten beschrieben – allerdings ohne Begrifflichkeiten gesondert einzuführen. Für Details wird auf [18] verwiesen.

1.6.2 Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens Ziel dieser Abhandlung ist die Untersuchung des Transportsektors, genauer des PKW-Sektors, um Antriebstechnologien in Kombination mit bestimmten Energieträgern im Hinblick auf THG-Emissionen zu vergleichen. Hierfür werden Einzelfahrzeuge als Repräsentanten von Antriebstechnologien untersucht, welche als Referenz- und

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1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

Standardfahrzeuge bezeichnet werden. Die untersuchte funktionelle Einheit, d. h. das System, das eine bestimmte Funktion erfüllt und daher einen Nutzen hat (den Kundennutzen), ist in diesem Fall der PKW. Die betrachtete Funktion ist Mobilität. Es sind geographische Grenzen zu ziehen. Die betrachteten Referenzfahrzeuge werden in Deutschland gefertigt. Es werden jedoch auch Rohstoffe, Kraftstoffe und Komponenten aus dem Ausland eingesetzt. Dies wird in der LCA für die Referenzfahrzeuge berücksichtigt. Der Zeithorizont wird über die Lebensdauer eines Fahrzeugs definiert. Es wird angenommen, dass ein PKW bei einem Standard-Fahrprofil 200.000 km im Fahrzeugleben fährt, im Durchschnitt 15.000 km pro Jahr. Daraus ergibt sich der Zeithorizont von 13,33 Jahren. Bei einem Autobahn-Fahrprofil wird dazu abweichend eine jährliche Distanz von 20.000 km – beim städtischen Fahrprofil von 10.000 km – sowie die entsprechend veränderte kalendarische Lebensdauer eines Fahrzeuges berücksichtigt. Neben der Analyse des Jahres 2016 werden zwei Zukunftsszenarien für die Betrachtungsjahre 2030 und 2050 analysiert. Wie bereits im Abschn. 1.5.3 ausgeführt, werden eventuelle Qualitätsunterschiede neben den THG-Emissionen zwischen den Technologien vernachlässigt.

1.6.3 Erstellung einer Sachbilanz In der ISO 14040:2006 wird die Sachbilanz wie folgt definiert: „Bestandteil der Ökobilanz, der die Zusammenstellung und Quantifizierung von Inputs und Outputs eines gegebenen Produktes im Verlauf seines Lebensweges umfasst“ [18, S. 63]. Eine vereinfachte Sachbilanz für einen PKW ist in Abb. 1.21 dargestellt.   Eine cradle-to-grave (ctg) Lebenszyklusanalyse beinhaltet jegliche Emissionen während des Lebenswegs eines Produktes. Im Folgenden wird dargelegt, welche Teilanalysen dies für PKW umfasst. „Bei der Tank-to-Wheel (TTW) Analyse werden die Emissionen eines Fahrzeuges berücksichtigt, die am Auspuff messbar sind und die durch die Verbrennung der Kraftstoffe, ausgehend vom Kraftfahrzeugtank (Tank), entstehen, um das Fahrzeug in Bewegung zu versetzen (Wheel). Diese Emissionen werden auch als direkte Emissionen oder betriebsbedingte Emissionen bezeichnet. Bei der Well-to-Wheel (WTW) Betrachtung werden zusätzlich zur Tank-to-WheelAnalyse die Emissionen für die Energiebereitstellung (Kraftstofferzeugung) berücksichtigt (Well-to-Tank). Well-to-Tank (WTT) Analysen betrachten die Emissionen bei der Gewinnung der Rohstoffe für die Energieerzeugung (Kraftstoffproduktion) bis zum fertigen Energieträger (Kraftstoff) im Energiespeicher (Tank) des Fahrzeuges. Dadurch erfolgt eine vollständige Analyse des Energiebereitstellungszyklus“ [71, S. 254–255].

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1.6  Lebenszyklusanalyse als Werkzeug … ENERGIE ROHSTOFFE SONSTIGE

FAHRZEUGHERSTELLUNG UND RECYCLING

ENERGIEBEREITSTELLUNG

NUTZUNG

WELL-TO-TANK (WTT)

TANK-TO-WHEEL (TTW )

EMISSIONEN ABFÄLLE SONSTIGE

CRADLE-TO-GRAVE (CTG)

Abb. 1.21   Stark vereinfachte Sachbilanz eines PKW, in Anlehnung an [18]

1.6.4 Wirkungsabschätzung – Klimaänderung In der Wirkungsabschätzung werden die in der Sachbilanz erhobenen Daten Wirkungskategorien zugeordnet. Diese sollen bereits bei der Definition des Untersuchungsrahmens festgelegt werden. Nach der Auswahl der Wirkungskategorien und -indikatoren werden die Sachbilanzergebnisse den Kategorien zugeordnet und die Wirkungsindikatorwerte werden berechnet [18, S. 195 ff.]. Die ISO 14044 schreibt keine festgelegte Liste von Wirkungskategorien vor [18, S. 203]. In diesem Buch wird vorrangig die Wirkungskategorie Klimaänderung untersucht, wie sie in der Norm vorgegeben ist und vom IPCC maßgeblich gestaltet wurde. Die Wirkungsindikator-Einheit für Treibhausgase im Allgemeinen ist kgCO2eq. Die zentrale Bewertungsgröße für jedes THG ist das Treibhausgaspotenzial (engl. Global Warming Potential), gemessen in kg CO2-Äquivalente/kg (kurz: kgCO2eq/kg) [18]. Die Auswirkungen der einzelnen Treibhausgase auf die Erderwärmung bzw. deren Treibhausgaseffekt unterscheiden sich, u. a. durch die unterschiedliche Verweildauer der Gase in der Atmosphäre. Das Treibhausgaspotenzial wird genutzt, um die verschiedenen Auswirkungen vergleichbar zu machen. Dieses Maß gibt an, wie hoch die Treibhausgaswirkung von einem Kilogramm eines bestimmten Gases im Vergleich zu einem Kilogramm an Kohlenstoffdioxid über einen bestimmten Zeitraum ist. Da Kohlendioxid entsprechend die Referenz für das Treibhausgaspotenzial darstellt, ist dessen Potenzial stets 1. Die Treibhausgaspotenziale weiterer ausgewählter Treibhausgase und deren Verweildauer sind in Tab. 1.2 dargestellt. Die Verweildauer von Methan ist im Vergleich zu Kohlenstoffdioxid, deutlich geringer. Methan absorbiert jedoch mehr Energie als Kohlenstoffdioxid. Der Nettoeffekt der kürzeren Verweildauer und der höheren Energieabsorption zeigt sich im Treibhausgaspotenzial [72]. Neueste Erkenntnisse zeigen, dass das GWP100 von short-lived climate forcers (SLCF), wie z. B. Methan und Ruß, deren Einfluss auf die globale Erwärmung nicht exakt repräsentiert und das ein angepasstes GWP* zukünftig zu berücksichtigen ist [7, 73].

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1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

Tab. 1.2  Treibhausgaspotenziale (GWP) und Verweildauer ausgewählter Gase, in Anlehnung an [8, S. 714] GWP20 – Zeithorizont von 20 GWP100 – Zeithorizont von Jahren 100 Jahren

Verweildauer [a]

Methan, CH4

84

28

12,4

Lachgas, N2O

264

265

121

1.6.5 Nicht berücksichtigte Wirkungskategorien – u. a. Stickoxidund Feinstaubemissionen sowie Ressourcenbewertung Die Ergebnisse dieser Abhandlung ermöglichen es, die untersuchten Technologien im Hinblick auf die sehr wesentliche Wirkungskategorie – Klimawandel – zu beurteilen. Weitere in diesem Buch nicht berücksichtigte Wirkungskategorien bei Ökobilanzen sind30 [18]: Beispiele für Input-bezogene Wirkungskategorien Diese Gruppe von Wirkungskategorien zielt auf die Erhaltung natürlicher Ressourcen ab. Ressourcen werden wie folgt kategorisiert: • • • •

Abiotisch endlich: Mineralien, fossile Rohstoffe, Abiotisch regenerierbar: Grundwasser, Oberflächensüßwasser, Sauerstoff, Biotisch endlich: Holz aus Primärwäldern, vom Aussterben bedrohte Arten, Biotisch regenerierbar: Wildpflanzen, Wildtiere (z. B. Meeresfische).

Beispiele für Output-bezogene Wirkungskategorien: • Humantoxizität und Ökotoxität (z. B. Stickoxide, Feinstaub bei PKW), • Ionisierende Strahlung, • Eutrophierung (aquatisch und terrestrisch), • Naturraumbeanspruchung, • Ozonbildung (bodennah), • Stratosphärischer Ozonabbau, • Ressourcenbeanspruchung, • Bildung von Photooxidantien, • Versauerung (aquatisch und terrestrisch). Detaillierte Umweltbilanzen zu PKW mit weiteren Umweltwirkungskategorien und Auswirkungen auf die menschliche Gesundheit neben der THG-Bilanz bzw. der Wirkungskategorie Klimaänderung werden beispielsweise in [74, 75] dargelegt. 30Ohne Anspruch

auf Vollständigkeit.

1.6  Lebenszyklusanalyse als Werkzeug …

49

In den folgenden Abschnitten werden Analysen zu Stickoxid- und Feinstaubemissionen je Technologie sowie zur Ressourcenbewertung von Elektrofahrzeugen im Vergleich zu verbrennungsmotorischen Fahrzeugen zusammengefasst.

1.6.5.1 Stickoxide und Feinstaub Stickoxide und Feinstaub stellen bekannte Beispiele für umwelt- und gesundheitsgefährdende Schadstoffe dar. Wie gesundheitsschädlich solche Stoffe sind, hängt in der Regel auch vom Ort der Freisetzung ab. Werden nur die direkten Emissionen betrachtet, die vor allem in Gebieten mit hoher Verkehrsbelastung gesundheitsschädlich sein können, sind Elektro- und Brennstoffzellenfahrzeuge im Vorteil, da sie lokal abgasfrei sind [76]. Die Ergebnisse zu Stickoxid- und Feinstaubemissionen für verschiedene Technologien nach einer Lebenszyklusanalyse aus [74] und zusammengefasst in [76], sind in Abb. 1.24 dargestellt.31 Die Feinstaubelastung wird bei dieser Untersuchung durch Summierung der PM10-Emissionen (Partikel mit einem aerodynamischen Durchmesser von weniger als 10 μm) ermittelt. Es werden dabei nur direkte Emissionen aus Verbrennungsprozessen, nicht aber solche durch Abrieb und Aufwirbelung betrachtet. In Abb. 1.22 und Abb. 1.23 wird gezeigt, dass jedoch der größere Teil der Feinstaubemissionen im Jahr 2016 durch Reifen- und Bremsabrieb, sowie durch den Abrieb des Straßenbelags verursacht wurden. Feinstaub durch direkte Emissionen von Verbrennungsmotoren geht durch Abgasnachbehandlungssysteme immer weiter zurück. Dies wird in Abb. 1.22 für PM2,5-Emissionen (Partikel mit einem aerodynamischen Durchmesser von weniger als 2,5 μm) und Abb. 1.23 für PM10-Emissionen veranschaulicht. Daraus wird zudem ersichtlich, dass die Feinstaubemissionen des Straßenverkehrs zwischen 1990 und 2016 signifikant zurückgegangen sind und dass dies auf die Reduktion der Auspuffemissionen zurückzuführen ist. Aus Abb. 1.24 wird deutlich, dass Feinstaubemissionen (ohne Abrieb) vorwiegend bei der Fahrzeugherstellung resultieren und nur in sehr geringem Maße direkt am Auspuff. „So wird insbesondere bei der Stahlherstellung viel Feinstaub verursacht“ [76, S. 12]. Stickoxidemissionen treten hingegen vorwiegend bei der Kraftstoffbereitstellung und direkt am Auspuff auf. Vor allem Dieselfahrzeuge verursachen hohe Stickoxid-Emissionen. Unter den Technologien in Abb. 1.24 weisen Elektrofahrzeuge die geringsten Stickoxidwerte auf. Nach [79] liegen die Stickoxid-Emissionen von Elektrofahrzeugen32 in etwa auf dem Niveau von Benzinfahrzeugen. Die geringsten Stickoxid-Emissionen unter Einsatz fossiler Energieträger weisen Brennstoffzellen- und CNG-Fahrzeuge bei dieser Untersuchung auf. Wird Biomethan bei CNG-Fahrzeugen eingesetzt, resultieren höhere Feinstaub- wie auch ­Stickoxidemissionen – bei Feinstaub die höchsten unter allen Technologien. Dies

31Betrachtet 32Unter

PKW der Kompaktklasse ähnlich dem VW-Golf. Berücksichtigung des Strommix in Österreich.

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik … PM2,5 - EMISSIONEN DES STRAßENVERKEHRS

Abrieb Reifen 6,59%

Auspuffemissionen 82,95%

Abrieb Bremsen 4,33% Abrieb Straßenbelag 6,14% 43

PM2,5 - EMISSIONEN DES STRAßENVERKEHRS 1990 IM VERGLEICH MIT 2016

PM2,5 - EMISSIONEN DES STRAßENVERKEHRS

1990

2016

Auspuffemissionen 40,21% Abrieb Reifen 23,12%

Abrieb Straßenbelag Abrieb 21,51% Bremsen

PKW 15,12%

Leichtes Nutzfahrzeug 1,51% Bus 0,36%

15,17%

Schwers Nutzfahrzeug 5,97%

Motorisiertes Zweirad 0,16%

PM2,5 - EMISSIONEN [kt/a]

50

60

47,38

50

40 30

19,25

20

10 0

1990

2016

Abb. 1.22   PM2,5-Emissionen des Straßenverkehrs 1990 und 2016, in Anlehnung an [78] PM10 - EMISSIONEN DES STRAßENVERKEHRS

Abrieb Reifen 9,35% Abrieb Bremsen 10,83% Abrieb Straßenbelag 11,36%

2016

Auspuffemissionen 40,21%

Abrieb Straßenbelag 39,74%

Abrieb Reifen 32,88%

Abrieb Bremsen 38,13%

Schwers Nutzfahrzeug 8,52%

PKW 21,51%

Leichtes Nutzfahrzeug 2,13% Bus 0,47%

Motorisiertes Zweirad 0,26%

PM10 - EMISSIONEN [kt/a]

Auspuffemissionen 82,95%

PM10 - EMISSIONEN DES STRAßENVERKEHRS 1990 IM VERGLEICH MIT 2016

PM10 - EMISSIONEN DES STRAßENVERKEHRS

1990

60

54,24

50 40

29,06

30 20

10 0

1990

2016

Abb. 1.23   PM10-Emissionen des Straßenverkehrs 1990 und 2016, in Anlehnung an [78]

ist auf hohe indirekte Emissionen zurückzuführen, die bei der Biomethanherstellung vorherrschen. Die geringsten Stickoxid-Emissionen wurden bei Elektrofahrzeugen mit erneuerbaren Strombezug ermittelt. Eine Beurteilung der negativen gesundheitlichen Folgewirkungen (externen Effekte) von Stickoxiden und Feinstaub erfolgt beispielsweise in [77]. Entwicklung der direkten PKW-Emissionen in Deutschland Die Entwicklung ausgewählter direkter PKW-Emissionen zwischen 1995 und 2017 ist in Abb. 1.25 dargestellt. Daraus wird ersichtlich, dass außer bei den THG-Emissionen bereits eine deutliche Reduktion der personenkilometerbezogenen bzw. spezifischen PKW-Emissionen in der Vergangenheit stattgefunden hat. Die dargestellten Verbesserungen bei den spezifischen CO2-Emissionen von ca. 15 % wurden bis zum Jahr 2017 durch einen Anstieg des PKW-Verkehrs in Deutschland aufgehoben33, sodass die gesamten CO2-Emissionen des PKW-Verkehrs zwischen 1995 und 2017 um 0,5 % angestiegen sind [80]. „Die Stickstoffoxid-Emissionsminderungen sind überwiegend auf deutliche Verbesserungen bei Benzin-PKW durch die Einführung des geregelten Katalysators zurückzuführen. Bei Diesel-PKW konnten die Stickstoffoxid-Emissionen durch technische Fortentwicklungen in 33Anstieg

PKW-Verkehr zwischen 1995 und 2017 um knapp 18 % [80].

1.6  Lebenszyklusanalyse als Werkzeug …

51

Abb. 1.24   Feinstaubemissionen (PM) in mg/km (oben) Stickoxidemissionen (NOx) in mg/km (unten), [76] in Anlehnung an [74] Labormessungen reduziert werden, sanken aber in der Realität nicht entsprechend. Grund sind die Ausnutzung von bisherigen Spielräumen der Gesetzgebung, aber auch der Einsatz sogenannter Abschalteinrichtungen, die zu geringerer Minderungsleistung der Abgastechnik beispielsweise bei niedrigeren Temperaturen führen. Durch die erfolgte Fortentwicklung des EU-Rechts ist jedoch auch bei Diesel-PKW zu erwarten, dass durch wirksamere Abgasnachbehandlung die spezifischen Emissionen zukünftig noch einmal deutlich zurückgehen werden“ [80].

52

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

SPEZIFISCHE EMISSIONEN PKW (DIREKTE EMISSIONEN PKW / VERKEHRSAUFWAND PKW ) INDEX (1995 = 100 %) 100 90 85,3 %

80 70 60

50 44,4 %

40

30 20,8 %

20

13,5 %

10

1,8 %

0

1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014 2015 2016 2017

KOHLENDIOXID

FEINSTAUB

STICKSTOFFOXIDE

NMVOC

SCHWEFELDIOXID

Abb. 1.25   Spezifische direkte Emissionen bei PKW (Direkte Emissionen PKW/Verkehrsaufwand PKW). Wird die Fahrleistung mit der Zahl der beförderten Personen multipliziert, ergibt das den Verkehrsaufwand gemessen in Personenkilometern (Pkm) [80]

Bei den Stickstoffoxid-Emissionen aus PKW steht von 1995 bis 2017 eine Minderung um 48 % bei den Gesamtemissionen einer Minderung von 56 % bei den spezifischen Emissionen gegenüber. Die gesamten Partikelmasse-Emissionen aus PKW sind um 76 % gesunken, die spezifischen Partikelmasse-Emissionen um 79 %. Diese Entwicklung wurde u. a. davon beeinflusst, dass die von PKW mit Dieselmotor erbrachte Fahrleistung seit 1995 um rund 322 % zugenommen hat [80]. Zukunftsaussicht direkte PKW-Emissionen Die zukünftige Entwicklung der direkten Stickoxid- und Feinstaub-Emissionen durch PKW zwischen 2014 und 2030 wird in [74] untersucht. „Bei den Schadstoffemissionen ist bereits im rein konventionellen Szenario (nur Fahrzeuge mit Verbrennungsmotor) ein deutlicher Rückgang zu erwarten. So würden die NOx-Emissionen zwischen 2014 und 2030 auch bei einer rein konventionellen Flotte um mehr als die Hälfte zurückgehen. Grund ist die steigende Verbreitung von Fahrzeugen nach den strengeren Euro-6-Grenzwerten im Bestand. Die zusätzliche Emissionsminderung durch Elektrofahrzeuge um 28 % ist demgegenüber geringer, aber immer noch relevant. Bei den Partikelemissionen (ohne Abrieb) ist der erwartete Rückgang bis 2030 im rein

1.6  Lebenszyklusanalyse als Werkzeug …

53

k­ onventionellen Szenario mit über 80 % gegenüber 2014 noch deutlicher. Dies ist auf die bis dahin umfassende Verbreitung von Partikelfiltern zurückzuführen. Die zusätzliche Minderung um 20 % durch die Elektrofahrzeuge fällt auf dem niedrigen absoluten Emissionsniveau nur wenig ins Gewicht“ [74, S. 109].

Die Elektromobilität könnte darüber hinaus zur Reduzierung der Feinstaubbelastung durch Bremsenabrieb beitragen, soweit durch regenerative Bremssysteme in Hybridund E-Fahrzeugen, konventionelle Bremsen weniger zum Einsatz kommen [77, S. 47] In wie weit das höhere Fahrzeuggewicht von Elektrofahrzeugen den Bremsen- und Reifenabrieb beeinträchtigt ist darüber hinaus zu untersuchen. In [81] wird konstatiert, dass mit neuen Fahrzeugkonzepten hinsichtlich der Schadstoffemissionen unabhängig vom Kraftstoff eine Zero-Impact-Emission-Mobilität erreichbar ist. „Dies bedeutet, dass die Abgasemissionen von Fahrzeugen mit Verbrennungsmotor an der Grenze zur messtechnischen Erfassbarkeit liegen und Umwelteinwirkungen damit unterhalb der zulässigen Immissionsgrenzwerte gemäß BImSchG“ [81, S. 65].

1.6.5.2 Ressourcenbewertung bei Elektrofahrzeugen im Vergleich zu verbrennungsmotorischen Fahrzeugen „Eine Ressourcenbewertung betrachtet die Inanspruchnahme endlicher Rohstoffe aber auch unabhängig davon, ob hiermit eine direkte und unmittelbar bestimmte Umweltwirkung einhergeht. Zwei häufig verwendete Maße einer Ressourcenbewertung sind der kumulierte Energieaufwand und der kumulierte Rohstoffaufwand“ [76, S. 14]. Der kumulierte Energieaufwand – als Kennzahl für den Primärenergiebedarf pro funktionelle Einheit – ist bei aktuellen Elektrofahrzeugen geringer als bei verbrennungsmotorischen Fahrzeugen, soweit eine Reichweite von 100 km berücksichtigt wird. Bei einer Reichweite von 250 km hat ein aktuelles Elektrofahrzeug gegenüber einem Benzinfahrzeug einen leicht höheren Energieeinsatz, soweit der aktuelle Strommix in Deutschland für die Fahrstrombereitstellung angenommen wird. Durch einen erneuerbaren Strombezug, sinkt der kumulierte Energieeinsatz deutlich [74, S. 115]. Die Energieeffizienz des Antriebsstranges ist bei Elektrofahrzeugen höher als bei anderen Antriebstechnologien. Dies geht jedoch nicht in jedem Fall gleichbedeutend mit einer höheren Gesamtenergieeffizienz einher, soweit der gesamte Primärenergieverbrauch betrachtet wird.

„Der kumulierte Rohstoffbedarf summiert – analog dem kumulierten Energieaufwand – sämtliche (inkl. biotische) über den Lebensweg eines Produktes eingesetzte Materialien nach ihrer Rohstoffmasse auf (bei den metallischen Rohstoffen ist dies z. B. das Gewicht des Erzes)“ [74, S. 61]. Aktuelle Elektrofahrzeuge schneiden hierbei schlechter ab als verbrennungsmotorische Fahrzeuge [74, S. 117]. Wie beim kumulierten Energieaufwand hängt der kumulierte Rohstoffaufwand bei Elektrofahrzeugen stark von der Batterie ab. „Produktionsfortschritte, eine höhere Materialeffizienz, mehr erneuerbare Energien und auch Recycling können dazu beitragen, die Rohstoffbedarfe zu senken“ [76, S. 15].

54

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

Insbesondere bei der Fahrzeugherstellung ist zudem die Frischwassernutzung zu beachten (mit ca. 90 % der Gesamtfrischwassernutzung). Von entscheidender Bedeutung ist dabei die Berücksichtigung der lokalen Wasserknappheit am Ort der Wassernutzung [74, S. 120–121]. Der Wasserbedarf von Elektrofahrzeugen ist deutlich höher als der von verbrennungsmotorischen Fahrzeugen und tritt vor allem beim Lithiumabbau für die Batterie auch in Wassermangelgebieten auf [74, S. 131].34 Beim Flächenbedarf weisen Elektrofahrzeuge bereits heute Vorteile gegenüber verbrennungsmotorischen PKW auf, da hier der wenig flächeneffiziente Anbau von Biomasse für Biokraftstoffe wegfällt [74, S. 131].

1.6.6 Exkurs: Planetary boundaries Im Rahmen des planetary boundaries Ansatzes wird versucht, für neun wesentliche Belastungsgrenzen der Erde globale Grenzwerte festzulegen, deren Überschreitung die Stabilität des Ökosystems und die Lebensgrundlagen der Menschheit gefährdet. Die meisten der planetary boundaries hängen mit den in den Abschn. 1.6.4 und 1.6.5 genannten Wirkungskategorien einer Ökobilanz zusammen. Die Klimaänderung wird als eine der wesentlichen Belastungsgrenzen angesehen und hat auch starke Auswirkungen auf andere planetary boundaries, z. B. Biodiversitätsverlust, Versauerung der Ozeane, Landnutzung und Süßwasserverbrauch [83].

1.6.7 Exkurs: Sustainable Development Goals Die LCA erfasst die ökologischen Auswirkungen eines Produktes. Andere Ansätze wie die Produktlinienanalyse versuchen zusätzlich, den Bedarf und soziale und ökonomische Auswirkungen eines Produkts zu erfassen [18]. Die 17 Sustainable Development Goals (SDG) der UNO sind ein Versuch, nachhaltige Entwicklung in Ziele zu übersetzen. Die Zielerreichung wird mit Hilfe von 304 Indikatoren überprüft. Sie adressieren neben in LCA behandelten Wirkungskategorien soziale Ziele wie Gleichberechtigung in Bezug auf Wohlstand, Nahrung, Gesundheit, Bildung, etc. Der Kategorie Klimaänderung ist ein eigenes Ziel gewidmet (Goal 13). Diese Kategorie hat jedoch vielfältige Auswirkungen auf die Zielerreichung bezüglich der meisten anderen Kategorien. Wenn es nicht gelingt, den Klimawandel sehr kurzfristig und sehr stark zu begrenzen, hat das z. B. negative Auswirkungen auf alle genannten sozialen Ziele und auf den Wohlstand – gerade der heute ärmsten Regionen. Kommentar Das Goal 13 (Klimawandel) sollte höher priorisiert und in Wechselwirkung mit den anderen Zielen gesehen werden, da ansonsten Maßnahmen bezüglich anderer Ziele eventuell ohne Wirkung

34Vgl.

[82].

1.7  Modelle zum Passagiertransportsektor sowie für PKW

55

bleiben. Der SDG-Ansatz hat viele Stärken. Er teilt jedoch eine Schwäche mit allen Ansätzen, die Wirkungskategorien ohne hierarchische Gliederung darstellen. Es wird die Dringlichkeit der Zielerreichung für systemhierarchisch bestimmende Kategorien wie z. B. die Klimaänderung nicht ausreichend abgebildet.

1.7 Modelle zum Passagiertransportsektor sowie für PKW 1.7.1 Passagiertransport als kleinste Einheit (Zelle) des betrachteten Systems In Abb. 1.20 ist zu erkennen, dass die Ursache für Rohstoffentnahmen und Emissionen im Wirtschafts- und Technologiesystem und entsprechend auch im System 1.1 (Transportsektor) zu suchen ist. Für die Analysen in dieser Abhandlung wird eine kleinste Einheit oder Zelle des betrachteten Systems analysiert. Dies stellt ein Systemelement dar, welches nicht weiter zerlegt werden kann, um ein bestimmtes Grundbedürfnis bzw. originäres Kundenproblem zu erfüllen.   Das Passagier-Mobilitätsbedürfnis – als kleinstmögliche Einheit – welches als eine Ursache von anthropogenen THG-Emissionen identifiziert werden kann, ist das Bedürfnis eines Akteurs, innerhalb eines bestimmten Zeitraums von einem Ort A zu einem anderen Ort B zu gelangen und die zugehörige Entscheidung für dazu eingesetzte Technologien. Das Bedürfnis sei nicht mehr weiter zerlegbar, d. h. kann nicht in mehrere Teilbedürfnisse gegliedert werden. In Abb. 1.26 wird ein Ausschnitt des Passagiertransport-Sektors 1.1.1 (vgl. Abb. 1.18), als Teilsystem des Transportsektors, betrachtet. Die Emissionen in diesem Sektor werden aufgrund der Mobilitätsbedürfnisse von Kunden erzeugt. In einem bestimmten Teilsystem, hier Deutschland, ist die Summe aller Wege und Kunden mit Mobilitätsbedürfnissen direkt proportional zu den Emissionen des Passagiertransport-Sektors. Dieser Sachverhalt wird im Abschn. 1.7.2 mathematisch formuliert. Das Passagier-Mobilitätsbedürfnis führt zur Nutzung von Technologien, die im Wettbewerb zueinander auf einem Markt stehen. Das Bedürfnis oder Kundenproblem eines Kunden Ki erlaubt auch die Abgrenzung von Teilsystemen im System II. Der Index i steht hier für einen bestimmten Kunden. Der Kunde Ki kann für eine Wegstrecke von A nach B auch mehrere Technologien nutzen. In Abb. 1.26 ist der Weg von A nach B (d. h. die räumliche Veränderung) in Abhängigkeit der Zeit repräsentiert. Der Kunde Ki fährt zum Zeitpunkt t0 am Ort A los und erreicht zum Zeitpunkt t2 das Ziel B. Er nutzt dazu zwei Verkehrsmittel – einen PKW und die U-Bahn. Die durch diese Technologien verursachten Emissionen und Rohstoffentnahmen sind durch rote bzw.

56

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik … UBahn

Wegstrecke

+

B=x(t=t2) Start Vorkette Fahrzeug-Herst.

Fertigstellung PKW

Start und Ende Vorkette KraftstoffHerst. (WTT)

x(t1) PKW

+

Kundenproblem definiert Systemgrenze zwischen Teilsystemen von System II und ist Ursache für Interaktion zwischen S I und S II

A= x(t=t0)

PKW Herst .. Erfahrungs-Phase

Forschungs-Phase

Entwicklungs-Phase

tSH

tEH

…

…

tSWTT

tEWTT

WTT

t1

t0

…

TTW

Zug

Fahrrad

U-Bahn

TRL 9

TRL 1

Wettbewerbsfähigkeit erreicht Rohstoff Emissionen

System I

t2

tEND

…

…

tLCA Zeit

Legende TRL: Technology Readiness Level, ein Maß für den Reifegrad der Technologie. Herst.: Fahrzeugherstellung tSH : Startzeitpunkt der Fahrzeugherstellung inkl. Beschaffung tEH : Ende der Fahrzeugherstellung, Fertigstellung WTT: Energieträgerherstellung und –bereitstellung, well-to-tank tSWTT : Start der Kraftstoffherstellung tEWTT : Ende der Kraftstoffherstellung TTW: Fahrzeugnutzung bzw. –betrieb, tank-to-wheel t0 : Zeitpunkt des Starts der Fahrt von A nach B t1 : Ende der PKW-Fahrt, Beginn der U-BahnFahrt t2 : Ende der U-Bahn-Fahrt, Ankunft am Ziel (Punkt B) tEND : durchschnittliches Ende des Nutzungsphase eines PKW tLCA : tatsächliches Ende des „Fahrzeuglebens“ des betroffenen individuellen PKW gemäß einer LCA – beinhaltet Recycling PKW, Zug, Fahrrad, U-Bahn: Für den konkreten Weg von A nach B genutzte Technologien (PKW, U-Bahn) sowie weitere Beispielemöglicher Technologien (Zug, Fahrrad) – alle durch zylindrische Formen repräsentiert

Idee

Abb. 1.26   Schematische Darstellung der Auswirkungen des Bedürfnisses eines bestimmten Kunden von A nach B zu gelangen

blaue Pfeile dargestellt. Die Emission zwischen t0 und t1 resultieren durch die Fahrzeugnutzung. Damit der PKW überhaupt fahren konnte, musste er zunächst gefertigt werden. Dabei entstehen Emissionen – sowohl bei der Herstellung des Materials für das Fahrzeug als auch bei der Herstellung des Fahrzeuges selbst (in der Abbildung: Herst.). Ebenso musste der benötigte Kraftstoff hergestellt und verteilt bzw. bereitgestellt werden (in der Abbildung: WTT). Die Emissionen der Kraftstoffbereitstellung zwischen tSWTT und tEWTT und der Fahrzeugherstellung zwischen tSH und tEH entstehen zeitlich vor der Fahrt mit dem PKW. Der Zeitpunkt tEWTT ist hier zugleich der Zeitpunkt, zu dem das Fahrzeug fahrbereit ist. Außerdem ist das Fahrzeug am Ende des Fahrzeuglebens (tEND) einer Verwertung zuzuführen. Dazu ist Energie nötig – wodurch weitere Emissionen entstehen.35 Im Zuge dieser Verwertung können aber auch Materialien wiederverwertet werden. Da diese Materialien die Herstellung von primären Materialien verringern, kann dies zu

35Wird

in Abb. 1.21 nicht dargestellt bzw. berücksichtigt.

1.7  Modelle zum Passagiertransportsektor sowie für PKW

57

g­ eringeren Emissionen während der Herstellphase des Fahrzeugs führen – im Vergleich ohne eine Verwertung. Vor dem Beginn der Fahrzeugherstellung tSH waren weitere Tätigkeiten erforderlich. Die Technologie wurde erfunden, entwickelt, und durch die Erfahrungskurven-Phasen hindurch bis zur Wettbewerbsfähigkeit gebracht. Die Trichterform soll andeuten, dass im Zuge der erwähnten Phasen eine Selektion von Technologien stattgefunden hat. Die in der Forschungs- und Entwicklungsphase entstehenden Emissionen werden hier nicht berücksichtigt. Die zeitliche Systemgrenze für die Emissionen des betreffenden PKW wird durch das Intervall [tSH, tLCA] festgelegt. Die zylindrischen Formen repräsentieren Emissionen und Rohstoffentnahmen, die in bestimmten Zeitabschnitten durch menschliche Aktivitäten entstehen. Neben einem PKW und der U-Bahn, sind zwei weitere mögliche Technologien in der Abbildung aufgeführt, die in diesem Beispiel jedoch nicht eingesetzt werden – Fahrrad und Zug. Die Größe der Formen ist nicht proportional zur Höhe der Emissionen. Die Gesamtemissionen, die durch den PKW beim Zurücklegen der Strecke x(t1 , t0 ) = x(t1 ) − x(t0 ) verursacht werden, entsprechen der Summe der Teilemissionen gemäß Formel 1.1. Dies gilt unter der Annahme, dass die Emissionen bei der Herstellung und dem Recycling des PKW auf die Gesamtlaufleistung xG gleichverteilt werden und konstante Emissionsfaktoren für die Energieträgerbereitstellung zutreffen. Es sind zudem die Emissionen, welche aufgrund der Straßeninfrastruktur resultieren, anteilig zu beachten (EI). Die unterschiedliche Beanspruchung der Straßeninfrastruktur durch die verschiedenen Technologien erschwert dabei die Bewertung dieser anteiligen Emissionen. Diese können jedoch zur Vereinfachung vernachlässigt werden, soweit, wie in dieser Arbeit, lediglich die Emissionsunterschiede zwischen Technologien analysiert werden, welche die Straßeninfrastruktur in gleicher Weise beanspruchen. Auch bei Verwendung der U-Bahn resultieren THG-Emissionen. Diese entstehen zwar nicht am Auspuff (WTT), jedoch verursacht der Stromeinsatz (TTW) sowie der Bau und das Recycling des Zuges (H+R) sowie der Infrastruktur (I) THG-Emissionen. Formel 1.1  Gesamtemissionen des PKW aus Abb. 1.26 zwischen t1 und t0, aufgeteilt auf indirekte Emissionen bei der Herstellung und dem Recycling des Fahrzeuges (EH+R), der Straßeninfrastruktur (EI), sowie für die Energiebereitstellung (EWTT), als auch auf direkte Emissionen am Auspuff (ETTW), EPKW [tCO2eq]:

EPKW (t1 , t0 ) = EH+R (t1 , t0 ) + EWTT (t1 , t0 ) + ETTW (t1 , t0 ) + [EI (t1 , t0 )] x(t1 , t0 ) EH+R (t1 , t0 ) = EH+R × xG x(t1 , t0 ) EWTT (t1 , t0 ) = EFWTT × EC × 100 x(t1 , t0 ) ETTW (t1 , t0 ) = EFTTW × EC × 100

58

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

E  THG-Emissionen [tCO2eq] EF  Emissionsfaktor [tCO2eq/kWh] x  Fahrstrecke [km] EC  Energy Consumption/Energieverbrauch [kWh/100 km] xG  Gesamtlaufleistung über Lebenszyklus [km]

1.7.2 Rigoroses Modell für die Gesamtemissionen des Passagierverkehrs-Sektors Im Folgenden wird auf Basis der Erläuterungen im Abschn. 1.7.1 ein rigoroses Modell für die Gesamtemissionen des Passagiersektors in mathematischer Form erstellt. Die THG-Emissionen Ej,k enthalten dabei stets jegliche resultierende THG-Emissionen durch die Technologien – auch die anteiligen THG-Emissionen für jegliche Infrastrukturen. Mit Formel 1.1 wird gezeigt, dass die Ursache der THG-Emissionen des Passagierverkehrs-Sektors auf einzelne Wegstrecken zurückgeführt werden kann, die aufgrund der Mobilitätsbedürfnisse von Akteuren bzw. Kunden zurückgelegt werden. Die zur Bewältigung der Wege eingesetzten Technologien verursachen THG-Emissionen. Ein bestimmter Kunde Ki , i = 1 . . . M legt innerhalb eines Jahres eine bestimmte Wegstrecke, gemessen in Kilometern, mit unterschiedlichen Fahrzeugen (vehicles) Vj , j = 1 . . . N zurück. Die Einzelfahrzeuge können in unterschiedliche Technologien Tk , k = 1 . . . L kategorisiert werden. In einem Jahr legt z. B. Kunde K1 daher  xpass,1 = j,k x1,j,k Kilometer zurück. Die Gesamtzahl der zurückgelegten Kilometer  aller Kunden ist xpass = i,j,k xi,j,k. Die Indizes laufen jeweils bis zu einer endlichen Zahl M, N bzw. L. Auf jeder Strecke xj,k werden Emissionen Ej,k frei. Die zurückgelegten Kilometer sind zeitabhängig. Dies wird in Formel 1.2 berücksichtigt. Für die Berechnung der THG-Emissionen je Kunde und Kilometer sind die fahrzeug- und technologieabhängigen THG-Emissionen Ej,k (t)36 auf die dazugehörige Anzahl an Personen bzw. Kunden aufzuteilen, welche zur gleichen Zeit einen Teil des gleichen Weges wie Ki zurücklegen, und zwar im gleichen Fahrzeug Vj, das der Technologie Tk angehört. Die Gesamtemissionen des Passagierverkehrs-Sektors eines Jahres ergeben sich durch Summieren über alle Indizes gemäß Formel 1.2. Zu beachten ist, dass sich in dieser Darstellung die Zeitabhängigkeit von xj,k (t) und Ej,k (t) auf jeweils ein Jahr bezieht. Die Einheit der Zeit (Sekunden, Stunden) innerhalb dieses Jahres kann nach Anwendungsfall gewählt werden. Der jährliche Bezug wird gewählt, weil Klimabilanzen üblicherweise Ej,k (t) pro Jahr angegeben werden. In Formel 1.2 sind xj,k (t) =: EFj,k (t) die spezifischen Emissionen eines Fahrzeugs Vj der Technologie Tk auf der Strecke xj,k in der Einheit tCO2eq/km.

36Beispielsweise

EPKW (t1 , t0 ) in Formel 1.1.

1.7  Modelle zum Passagiertransportsektor sowie für PKW

59

Formel 1.2  Kumulierte Gesamtemissionen des Passagierverkehrs-Sektors eines Jahres, EPass,a [tCO2eq]  tE,a    xi,j,k (t) Ej,k (t) EPASS,a = dt × ni,j,k (t) xj,k (t) tA,a i

j

k

i ∈ [1 . . . M], j ∈ [1 . . . N], k ∈ [1 . . . L] EPASS,a  THG-Emissionen des Passagierverkehrs-Sektors im Jahr a [tCO2eq] xi,j,k (t)  Fahrstrecke, die Passagier i mit einem Fahrzeug j der Technologie k zurücklegt [km] tA,a  Anfangszeitpunkt des Jahres a [s] tE,a  Endzeitpunkt des Jahres a [s] ni,j,k (t)  Gesamtzahl der Passagiere bzw. Kunden je Technologie und Wegstrecke, die zeitgleich mit Kunden Ki das Fahrzeug Vj der Technologie Tk benutzen [–] Ej,k (t)    S pezifische Emissionen bzw. Emissionsfaktor [tCO2eq /km] =: EF (t) j,k xj,k (t) Um die kumulierten Emissionen des Passagiersektors über mehrere Jahre, z. B. vom Jahr 2020 bis zum Jahr 2050, zu erhalten, muss der Summenwert über die Jahre a gemäß Formel 1.3 gebildet werden. Formel 1.3  Kumulierte Gesamtemissionen des Passagierverkehrs-Sektors über mehrere Jahre, EPass,kum [tCO2eq]  EPASS,kum = EPASS,a a

Die Anzahl der Wege im Personenverkehr in Deutschland betrug 102 Mrd. im Jahr 201037 [84, S. 5]. Die Anzahl der Summanden in Formel 1.2 ist noch höher, da Wege nicht notwendigerweise mit demselben Verkehrsmittel durchgeführt werden, wie es in Abb. 1.26 auch schematisch dargestellt ist (dort: PKW und U-Bahn). Die spezifischen Emissionen sind zeitabhängig und auch abhängig von jedem individuellen Fahrzeug Vj und jeder Technologie Tk. Es ist nun denkbar, z. B. mittels Modellen aus dem Bereich des agent based modeling (ABM), siehe dazu z. B. [85], die zeitliche Entwicklung der Bedürfnisse zur Zurücklegung der Wege xi,j,k (t) abzuschätzen. Es ist jedoch nicht zu erwarten, dass die zeitliche Entwicklung der Größen in Formel 1.2 exakt modelliert werden kann, denn es gilt das Folgende:

37Anhand der durchschnittlichen Wegstrecke im Personenverkehr in diesem Jahr von 11,7 km resultieren knapp 1200 Mrd. Pkm (Personenkilometer).

60

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

• Die Anzahl der Akteure, die Wege zurücklegen, und der Fahrzeuge – d. h. der Elemente des komplexen Systems – ist sehr hoch. • Der Vernetzungsgrad zwischen den Elementen ist sehr hoch. • Die Wechselwirkungen zwischen Akteuren und Fahrzeugen sind u. a. nichtlinear und nicht präzise messbar. • Selbst wenn es möglich wäre, ein Modell der Ursachen der Mobilitätsbedürfnisse, z. B. ein Modell aller Akteure und Wechselwirkungen, zu erstellen, wären zuverlässige Prognosen durch numerische Methoden mit einem solchen Modell aufgrund der Sensitivität gegenüber den Anfangsbedingungen nicht möglich, siehe z. B. Schmetterlingseffekt in [21, S. 25]. • Die Emissionen der Fahrzeuge Vj sind innerhalb sehr kurzer Zeitintervalle (hier beträgt die Größenordnung Sekunden bis Minuten) variabel. Der Kraftstoff- oder Stromverbrauch eines PKW ist abhängig von der Geschwindigkeit, Außentemperaturen, dem Untergrund etc. • Fahrzeuge und ihre spezifischen Emissionen sind nicht konstant, sondern ändern sich im Lauf der Zeit (hier beträgt die Größenordnung: Jahre bis Jahrzehnte) in nichtlinearer und nicht-deterministischer Weise aufgrund der Substitution von Technologien und Technologieclustern, siehe z. B. [51]. • Bezüglich von Prognosen ist außerdem folgendes festzuhalten. Es ist keine Aussage über alle zukünftigen Wege aller Akteure möglich, weil man dazu die Willensbildung aller Akteure prognostizieren müsste, und das, wenn überhaupt, nur mit nicht-physikalischen Modellen erfolgen könnte. Nicht-physikalische Modelle sind jedoch nicht in selbstkonsistente Theorien eingebettet und sind daher für Prognosen grundsätzlich schlechter geeignet als physikalische Modelle. Weiterführendes dazu findet sich z. B. in [86] und dort zitierter Literatur. Für die jährlichen Gesamtkosten der Passagiermobilität KPASS,a gelten gemäß Formel 1.4 alle zuvor ausgeführten Erläuterungen in analoger Form. Die Gesamtkosten Kj,k enthalten dabei stets die anteiligen Kosten für jegliche Infrastrukturen der unterschiedlichen Technologien. Formel 1.4  Gesamtkosten der Passagiermobilität innerhalb eines Jahres, KPASS,a [€]  tE,a    xi,j,k (t) Kj,k (t) dt KPASS,a = × ni,j,k (t) xj,k (t) tA,a i j k

i ∈ [1 . . . M], j ∈ [1 . . . N], k ∈ [1 . . . L] Kj,k (t) xj,k (t)

 pezifische Gesamtkosten [C/km] =: kj,k (t)  S

1.7  Modelle zum Passagiertransportsektor sowie für PKW

61

1.7.3 Rigoroses Modell für repräsentative Technologievergleiche und Sensitivitätsanalysen für PKW Formel 1.2 und 1.4 würden es prinzipiell ermöglichen, Gesamtemissionen und -kosten des Passagierverkehrs-Sektors für ein bestimmtes Jahr exakt zu bestimmen. Es wird im Abschn. 1.7.2 jedoch begründet, dass die Anwendkbarkeit und Nutzbarmachung der Formeln für Prognosen praktisch unmöglich erscheint. Es können deshalb z. B. folgende Fragen grundsätzlich nicht beantwortet werden: 1. Wie wird sich die Nachfrage nach Mobilität bis 2030 oder 2050 entwickeln? 2. Wie wird der Technologiemix im Jahr 2030 oder 2050 aussehen? Zur Beantwortung der Forschungsfragen 1 bis 5 aus Abschn. 1.1 wird entsprechend keine Mikromodellierung verwendet. Es werden stattdessen repräsentative Technologievergleiche und Sensitivitätsanalysen durchgeführt. Einerseits werden im Jahr 2016 verfügbare Referenzfahrzeuge betrachtet. Am Markt verfügbare Fahrzeuge unterscheiden sich jedoch stets über die antriebsspezifischen Eigenschaften hinaus. Damit lediglich die antriebsspezifischen Unterschiede abgebildet werden können, werden statistisch repräsentative, synthetische Durchschnittsfahrzeuge je Antriebstechnologie modelliert, welche als Standardfahrzeuge bezeichnet werden. Für die repräsentativen Fahrzeuge werden verschiedene Energieträger in den Betrachtungsjahren 2016, 2030 und 2050 analysiert. Die Auswahl und Modellierung von Referenz- wie auch Standardfahrzeugen – als repräsentative Technologien – wird im Kap. 2 dargelegt. THG-Emissionen und Kosten, welche durch die Straßeninfrastruktur verursacht werden, werden für die Technologievergleiche nicht berücksichtigt, da diese antriebsunabhängig anfallen. Im Folgenden werden konzeptionelle und daraus abgeleitete rigorose Modelle für die Ermittlung der Gesamtkosten und THG-Emissionen von Einzelfahrzeugen vorgestellt, welche für die Technologievergleiche als Grundlage dienen. Ej,k (t) Die zeitabhängigen Emissionsfaktoren xj,k (t) =: EFj,k (t) aus Formel 1.2, die jeweils für ein Jahr a definiert sind, können für die Technologievergleiche wie folgt angenähert werden. In Abb. 1.27 ist die zeitliche Entwicklung der Emissionen Ej,k(t) eines bestimmten, in diesem Fall eines verbrennungsmotorisch betriebenen Fahrzeugs Vj, das einer Technologie Tk zuzuordnen ist, über die Lebenszeit dieses Fahrzeugs schematisch dargestellt.38 Es werden keine Personen- bzw. Passagierbezogenen THG-Emissionen betrachtet, sondern diejenigen je Technologie Ej,k (t). Der Index i erscheint daher nicht mehr in der Betrachtung. Die Kurve in Abb. 1.27 ist nicht quantitativ zu verstehen, son-

38Abweichend zu Abb. 1.26, bei welcher die THG-Emissionen durch einen einzelnen Weg hervorgerufen werden – ausgelöst durch das Kundenbedürfnis eines Kunden Ki.

62

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik … Legende

,

( )

= =

− −

3

1

tSH

2

tEH

tSTART

… …

4

tEND

tLCA

t

(1) Emissionen bei der Fahrzeugherstellung zwischen und entstehen vor Beginn der Nutzungsphase (2) Emissionen während der Energieträgerbereitstellung: Vor und während der Lebenszeit (d. h. und ) des Fahrzeugs zwischen müssen Energiet räger produziert und bis zum Tank bzw. zur Batterie verteilt werden. (3) Energie wird im Fahrzeug verbraucht und führt zu stark zeitabhängigen Emissionen über die Gesamtlaufzeit (4) Emissionen beim Recycling des Fahrzeuges und Ende des Lebenszyklus eines zwischen Fahrzeuges

Abb. 1.27   Konzeptionelles Modell der Gesamtemissionen eines individuellen verbrennungsmotorischen Fahrzeugs über dessen Lebenszyklus

dern soll der Illustration dienen. Diese Darstellung stellt ein konzeptionelles Modell für die THG-Emissionen dar. Die mit (1) bezeichnete Kurve symbolisiert die THG-Emissionen, die während der Herstellphase des Fahrzeugs frei werden. Beispielsweise müssen Rohstoffe mit hohem Energieaufwand aufbereitet werden, wodurch beträchtliche THG-Emissionen resultieren, z. B. für die Aluminiumherstellung. Kurve (2) repräsentiert die THG-Emissionen, die im Zuge der Energieträgerbereitstellung, z. B. eines fossilen Kraftstoffes wie Benzin anfallen.39 Diese THG-Emissionen fallen sowohl vor der ersten Fahrt des Fahrzeugs Vj, als auch während des Lebenszyklus des Fahrzeugs laufend an. Kurve (3) repräsentiert die THG-Emissionen am Auspuff des Fahrzeugs. Diese Emissionen können sich innerhalb von Sekunden stark ändern, z. B. in Beschleunigungs- und Abbremsphasen. Vereinfacht wird zudem ein Standby-Verbrauch durch rechteckige Bereiche symbolisiert. Die THG-Emissionen (2) und (3) fallen in zeitlicher Abhängigkeit von der Fahrzeugnutzung an, bis das Fahrzeug nicht mehr genutzt und entsorgt wird (tEND). Bei Fahrzeugen, die keine Auspuffemissionen haben, wie batterie-elektrische Fahrzeuge oder Wasserstofffahrzeuge sind die Beiträge aus Kurve (3) Null. Die Emissionen Ej,k (t) können mit genügender Genauigkeit angenähert werden, indem eine Lebenszyklusanalyse (LCA) (vgl. Abschn. 1.6) für die betrachteten Technologien durchgeführt wird. Bei der LCA werden die Gesamtemissionen der einzelnen Phasen – wie in Abb. 1.21 dargestellt – bestimmt. Zu diesem Zweck wird zunächst angenommen, dass der exakte Zeitpunkt des Entstehens der THG-Emissionen innerhalb des Lebenszyklus der Technologie durch eine zeitliche Mittelung über den Lebenszyklus ersetzt werden kann und dass der Fehler in Bezug auf die Klimawirkung vernachlässigbar ist. Es genügt dann, die kumulierten Gesamtemissionen über den Lebenszyklus zu betrachten.

39Erdölexploration, Transport auf Tankschiffen, Aufbereitung in der Raffinerie zu Kraftstoff, Distribution bis zur Tankstelle etc.

1.7  Modelle zum Passagiertransportsektor sowie für PKW

63

In dieser Abhandlung werden die kumulierten THG-Emissionen während der Herstellphase – das Zeitintegral über Kurve (1) – mittels LCA-Daten bzw. Datenbanken näherungsweise bestimmt (vgl. Kap. 3). Gleiches gilt für die kumulierten Emissionen der Kraftstoffherstellung – die WTT-Emissionen in Kurve (2). Hierzu werden zudem Studien und Evaluierungsberichte herangezogen. Die Emissionen am Auspuff werden mit Hilfe von Prüfzyklen bestimmt. Zusätzlich wird zum Verbrauch gemäß dem NEFZ-Verfahren ein der Realität näherkommender Kundenverbrauch (KV) für verschiedene Fahrprofile P analysiert (vgl. Kap. 4). Die kumulierten THG-Emissionen über den Lebenszyklus eines individuellen Fahrzeugs resultieren gemäß Formel 1.5. Das Ergebnis ist abhängig vom verwendeten Energieträger ET. Je nach Energieträger weichen die WTT- und TTW-Emissionsfaktoren ab. Soweit Emissionsfaktoren in tCO2eq/l bei flüssigen Kraftstoffen oder in tCO2eq/kg bei gasförmigen Kraftstoffen vorliegen, müssen diese für die Anwendung in Formel 1.5 mithilfe der Heizwerte umgerechnet werden. Formel 1.5 Kumulierte THG-Emissionen über den Lebenszyklus eines individuellen Fahrzeugs Vj, das einer Technologie Tk und Energieträger ET sowie einem definierten Fahrprofil P zuzuordnen ist, Ej,k,p,LCA,ET [tCO2eq]



tLCA

Ej,k (t)dt ≈ EH+R + EWTT + ETTW

tSH

xG xG + ECP × EFTTW,ET × 100 100 xG = EH+R + ECP × EFWTW,ET × =: Ej,k,P,LCA,ET 100 = EH+R + ECP × EFWTT,ET ×

Kumulierte Emissionen der Fahrzeugherstellung und des Recyclings [tCO2eq] EH+R  EWTT  Kumulierte Emissionen der Energieträgerbereitstellung [tCO2eq] ETTW  Kumulierte Emissionen am Auspuff [tCO2eq] ECP  Energieverbrauch gemäß einem definierten Fahrprofil P [kWh/100 km] EFWTT,ET  Spez. Emissionen durch die Bereitstellung des Energieträgers ET [tCO2eq/kWh] EFTTW,ET  Spez. Emissionen des Energieträgers ET bei Verbrennung [tCO2eq/kWh] EFWTW,ET Spez. Emissionen des Energieträgers ET – Summe Bereitstellung und Verbrauch („well-to-wheel“) [tCO2eq/kWh] xG  Gesamtlaufleistung über Lebenszyklus [km] Die Indizes j und k werden in den Umformungsschritten aus Übersichtlichkeitsgründen weggelassen. Dividiert man die kumulierten THG-Emissionen durch die Gesamtlaufleistung, erhält man die spezifischen Emissionen pro Kilometer EFj,k,P,LCA,ET. Es wird dabei angenommen, dass die gesamten THG-Emissionen über den Lebenszyklus gleichverteilt pro gefahrenem Kilometer anfallen. Mit Hilfe der beschriebenen Umformung der zeitabhängigen Emissionen in gemittelte fahrstreckenabhängige Emissionen werden spezifische THG-Emissionen eines PKW gemäß einer Lebenszyklusanalyse EFPKW,LCA

64

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

anhand Formel 1.6 ermittelt. Ein PKW bildet dabei ein individuelles Fahrzeugs Vj, eine Technologie Tk, einen Energieträger ET sowie ein definiertes Fahrprofil P ab. Die Indizes werden aus Übersichtlichkeitsgründen bei EFPKW,LCA weggelassen. Formel 1.6  Spezifische THG-Emissionen bzw. Emissionsfaktor eines PKW gemäß einer Lebenszyklusanalyse, EFPKW,LCA [tCO2eq/km]

EFPKW,LCA = EFH+R +

EFWTW,ET × ECP 100

EH+R xG = EFTTW,ET + EFWTT,ET

EFH+R = EFWTW,ET

ECP  Energieverbrauch gemäß einem definierten Fahrprofil [kWh/100 km] EFH+R  Spez. Emissionen der Fahrzeugherstellung und des Recyclings [tCO2eq/km] xG  Gesamtlaufleistung über Lebenszyklus des Fahrzeuges [km] Aus Formel 1.6 können wiederum die kumulierten THG-Emissionen eines Fahrzeuges über den Lebensweg anhand Formel 1.7 ermittelt werden. Formel 1.7  Gesamte THG-Emissionen gemäß einer LCA für PKW, EPKW,LCA [tCO2eq]

EPKW,LCA = EFPKW,LCA × xG Die spezifischen THG-Emissionen EFPKW,LCA je Fahrstrecke bzw. Kilometer ersetzen die Ej,k (t) zeitabhängigen spezifischen Emissionen xj,k (t) =: EFj,k (t) wodurch Technologievergleiche für repräsentative Fahrzeuge in möglichst realistischer Weise durchgeführt werden können, ohne das zeitlich aufgelöste Messungen der THG-Emissionen über den gesamten Lebenszyklus vorliegen.

Alle Emissionswerte werden in dieser Abhandlung von tCO2eq in gCO2eq aufgrund der Größenordnung der untersuchten THG-Emissionen umgerechnet. Analog zu den THG-Emissionen kann bei der Ermittlung der Gesamtkosten vorgegangen werden. Hierbei wird in dieser Abhandlung die Total Cost of Ownership (TCO) Methodik verwendet, welche im Abschn. 1.5.5 vorgestellt wird. Ein Vergleich dieser Methode mit der Lebenszyklusanalyse (vgl. Abschn. 1.6) zeigt, dass einige Gemeinsamkeiten vorliegen. Sowohl bei den Kosten als auch bei Emissionen gibt es Größen, die vor der ersten Nutzung anfallen, z. B. Anschaffungskosten und Emissionen der Fahrzeugherstellung, als auch Größen, die während und proportional zur Nutzung anfallen, z. B. Energiekosten und TTW-Emissionen. In Abb. 1.28 ist die zeitliche Entwicklung der Kosten Kj,k(t) eines bestimmten Fahrzeugs Vj, das einer Technologie Tk zuzuordnen ist, über die Lebenszeit dieses Fahrzeugs schematisch dargestellt. Die Kurve ist nicht quantitativ zu verstehen, sondern soll der Illustration dienen. Diese Darstellung stellt ein konzeptionelles Modell dar. Das mit (a) bezeichnete Rechteck repräsentiert die Anschaffungskosten. Diese sind um ein

65

1.7  Modelle zum Passagiertransportsektor sowie für PKW

,

( )

a

=

−

=

−

c

b

d

tA

tSTART

… …

e

tEND tLCA

t

Legende (a) Anschaffungskosten zum Zeitpunkt – im Falle einer Finanzierung auch als laufende Kosten bzw. annuitätische Kosten während des Lebenszyklus (b) Kosten des Energiebezugs bzw. Tank vorgangs gemäß Energiepreise (enthalten Kosten für Produktbeschaffung, Verteilung und Verkauf sowie Steuern) ab dem Zeitpunkt bis (c) Wartungskosten (d) Versicherungskosten (e) Recyclingkosten zwischen und ; Ende des Lebenszyklus eines Fahrzeuges

Abb. 1.28    Konzeptionelles Modell der Gesamtkosten eines individuellen verbrennungsmotorischen Fahrzeugs über dessen Lebenszyklus

­ ielfaches höher als die laufenden einzelnen Kostenpositionen für Energie (b), Wartung V (c), Versicherung (d), etc. Während der Nutzungsdauer txG fallen Kosten für Energiebereitstellung, Wartung und Versicherung an. Die Nutzungsdauer kennzeichnet die Zeit zwischen tEND und tSTART, in der die Gesamtlaufleistung xG zurückgelegt wird. Unter der Annahme, dass alle Kosten als monatliche Kosten anfallen erhält man die spezifischen Gesamtkosten anhand Formel 1.8. Die Energiepreise ergeben sich aus den spezifischen Kosten für Produktbeschaffung sowie für die Distribution (Verteilung und Verkauf) und Steuern je Energieträger. Diese Kosten werden in den Abschn. 5.3 und 6.3−6.7 detailliert analysiert. Für die Referenzfahrzeuge wird im Abschn. 7.1.1 eine vollständige TCO-Betrachtung – jedoch ohne Entsorgungs- bzw. Recyclingkosten – durchgeführt. Zu den Entsorgungsbzw. Recyclingkosten besteht ein zukünftiger Untersuchungsbedarf. Sonstige Kosten, z. B. für die Wagenpflege sind nicht antriebsspezifisch, wodurch diese für Technologievergleiche vernachlässigt werden können. Formel 1.8  Spez. Gesamtkosten (TCO) inkl. Steuern eines PKW, kPKW,TCO [€/km]     ka,m + kW ,m + kV ,m + kS,m kR pE × ECP + + kPKW,TCO = xm 100 xG a × KA ka,m = 12

ka,m Monatliche annuitätische Anschaffungskosten [€/Monat] kW ,m Monatliche Wartungskosten [€/Monat] kV ,m Monatliche Versicherungskosten [€/Monat] kS,m Monatliche Sonstige Kosten [€/Monat] pE Energiepreis [€/kWh] KA Anschaffungskosten [€] a Annuitätenfaktor [–] kR Entsorgungs- bzw. Recyclingkosten [€] xm Monatliche Fahrstrecke [km/Monat]

66

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

Die spezifischen Gesamtkosten exkl. Steuern und Versicherungen gemäß einer TCO-Methodik werden anhand Formel 1.9 ermittelt. Formel 1.9 Spez. Gesamtkosten (TCO) exkl. Steuern und Versicherung eines PKW, kPKW,TCO,exkl. S+V [€/km]   pE −kESt .×(1+iMwSt. ) × ECP ka,m + kW ,m (1+iMwSt. ) + kPKW,TCO,exkl.S+V = xm × (1 + iMwSt. ) 100   pE − kESt . × (1+iMwSt. ) = kVV + kPB (1 + iMwSt. )

iMwSt. Mehrwertsteuersatz [%] kESt. Energiesteuersatz [€/kWh] kVV Spez. Kosten für Verteilung und Verkauf [€/kWh] kPB Spez. Produktbeschaffungskosten [€/kWh] Die spezifischen Gesamtkosten je Fahrstrecke bzw. Kilometer ersetzen die zeitabhängigen Kosten Kj,k (t), wodurch Technologievergleiche für repräsentative Fahrzeuge in möglichst realistischer Weise durchgeführt werden können, ohne das zeitlich aufgelöste Zahlungsströme über den gesamten Lebenszyklus vorliegen.

Steuern und Versicherungszahlungen unterscheiden sich je nach Antriebstechnologie. Diese Kostenkomponenten werden jedoch regulatorisch festgelegt bzw. in Abhängigkeit des Nutzerverhaltens ermittelt und spiegeln entsprechend keine kennzeichnenden Kosten einer Antriebtechnologie wider. Aufgrund dessen werden diese für Standardfahrzeuge nicht berücksichtigt. Die Gesamtkosten je Technologie können anhand der Gesamtfahrleistung xG gemäß Formel 1.10 ermittelt werden. Formel 1.10 Gesamtkosten eines PKW gemäß der TCO-Methodik, KPKW,TCO bzw. KPKW,TCO,exkl. S+V [€]

KPKW,TCO = kPKW,TCO × xG

KPKW,TCO,exkl. S+V = kPKW,TCO,exkl. S+V × xG

Anhand Sensitivitätsanalysen wird im Kap. 7 dargelegt, welche Auswirkungen eine Variation bestimmter Eingangsparameter auf die Messgrößen hat. Dadurch besteht zum einen die Möglichkeit, dass Prognosen und Empfehlungen unter Berücksichtigung einer Bandbreite von Eingangsparametern abgesichert werden können. Zudem können diejenigen Eingangsparameter festgestellt werden, welche den größten Einfluss auf die Messgrößen haben.

1.8  Messgrößen für PKW-Vergleiche

67

Im Vergleich zu einer Mikromodellierung stellt das vorgestellte rigorose Modell für die THG-Emissionen und Gesamtkosten für repräsentative Fahrzeuge eine enorme Vereinfachung der Problemstellung dar. Statt jeden einzelnen der etwa 100 Mrd. unterschiedlichen Wege, die zeitabhängigen Besetzungsgrade und Emissionsfaktoren im Personenverkehr zu betrachten, werden die auf repräsentative Technologien zutreffenden durchschnittlichen Kosten und THG-Emissionen gemäß einer definierten Jahres- und Gesamtfahrleistung sowie einem dabei vorgegeben Fahrprofil für ausgewählte Betrachtungsjahre ermittelt. Dies ermöglicht den direkten Vergleich von Technologien unter identischen Bedingungen. Auf die gesamten THG-Emissionen und -Kosten des PKWoder Passagiertransportsektors gemäß Formel 1.2 und 1.4 kann anhand der Technologievergleiche und Sensitivitätsanalysen allerdings nicht geschlossen werden.

1.8 Messgrößen für PKW-Vergleiche In den vorhergehenden Abschnitten wird ein gesamtsystemischer Ansatz vorgestellt, um die unter Abschn. 1.1 vorgestellten Forschungsfragen zu beantworten. Im Folgenden werden die daraus abgeleiteten Messgrößen für die untersuchten Forschungsfragen erläutert. Für die Technologievergleiche von PKW werden als Messgrößten die spezifischen THG-Emissionen und Gesamtkosten je Kilometer sowie die CO2-Vermeidungskosten verwendet. Zudem wird ein neuer Ansatz bezüglich der Zielvorgaben zur THG-Minderung von Technologien und Systemen vorgestellt, welcher auf den Gesetzmäßigkeiten des Global Carbon Law nach [48] beruht.

1.8.1 Spezifische THG-Emissionen und Gesamtkosten Die Berechnung der spezifischen THG-Emissionen erfolgt gemäß Formel 1.6. Eine Technologie Tk1 , k1 ∈ [1 . . . L] ist im Betrachtungszeitraum weniger klimaschädlich als eine andere Technologie Tk2 , k2 ∈ [1 . . . L], wenn gilt EFk1 < EFk2. Die Technologie Tk1 emittiert pro Kilometer weniger Treibhausgase als die Technologie Tk2. Die Einheit der Messgröße ist Gramm CO2-Äquivalent pro Kilometer [gCO2eq/km]. Eine Technologie umfasst dabei einen bestimmten Energieträger ET sowie ein definiertes Fahrprofil P.

Es wird angenommen, dass ein Kunde sich zu einem bestimmten Zeitpunkt zwischen Technologie Tk1 und Technologie Tk2 entscheiden muss, um von A nach B zu kommen. Nutzt er Tk1 anstelle von Tk2, ist der Beitrag zu den Gesamtemissionen geringer, soweit alle anderen Parameter unverändert bleiben (ceteris paribus). Daher ist der Beitrag von Tk1 zu den Gesamtemissionen des PKW-Sektors pro Jahr geringer. Im Hinblick auf die Notwendigkeit einer schnellstmöglichen Reduktion von THG-Emissionen sind weniger klimaschädliche Technologien zu bevorzugen.

68

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

Die Berechnung der spezifischen Gesamtkosten erfolgt für Referenzfahrzeuge gemäß Formel 1.8 und für Standardfahrzeuge gemäß Formel 1.9. Anhand Formel 1.9 werden lediglich die kennzeichnenden Kosten einer Antriebstechnologie ohne Versicherungen und nationale Steuern ermittelt. Es werden in dieser Abhandlung keine indirekten volkswirtschaftlichen Effekte betrachtet, z. B. Beschäftigungseffekte, Wirtschaftswachstum bzw. Mehreinnahmen durch den Aufbau neuer Technologiezweige oder Mindereinnahmen durch den Entfall von Technologien. Eine Technologie Tk1 , k1 ∈ [1 . . . L] ist im Betrachtungszeitraum kostengünstiger als eine andere Technologie Tk2 , k2 ∈ [1 . . . L], wenn gilt kk1 ,TCO < kk2 ,TCO bzw. kk1 ,TCO,exkl. S+V < kk2 ,TCO,exkl. S+V. Die Technologie Tk1 verursacht pro Kilometer weniger Gesamtkosten als die Technologie Tk2. Die Einheit der Messgröße ist Euro pro Kilometer [€/ km]. Eine Technologie umfasst dabei einen bestimmten Energieträger ET sowie ein definiertes Fahrprofil P.

Abb. 1.29   Darstellung von spezifischen Gesamtkosten (Ordinate) und spezifischen THG-Emissionen (Abszisse)

SPEZIFISCHE GESAMTKOSTEN (TCO) [€/km]

Im Hinblick auf die Notwendigkeit einer schnellstmöglichen Reduktion von THG-­ Emissionen einerseits und begrenzte Budgets für Klimamaßnahmen andererseits, ist bei gleicher oder geringerer Klimaschädlichkeit eine kostengünstigere Technologie zu bevorzugen. Ergebnisse zu den Messgrößen für repräsentative PKW werden gemäß Abb. 1.29 in zwei Dimensionen veranschaulicht. Die eingetragenen Datenpunkte entsprechen 5 Technologien mit den jeweils spezifischen THG-Emissionen (Abszisse) und Gesamtkosten (Ordinate). Gemäß den Definitionen in diesem Abschnitt ist Technologie 1 weniger klimaschädlich als die anderen Technologien – Technologie 3 ist kostengünstiger als alle anderen Technologien. Es ist zu beachten, dass auf Basis der Daten eines einzigen Betrachtungsjahrs keine exakte Beurteilung der THG-Emissionen und Gesamtkosten über den Lebenszyklus eines PKW erfolgen kann, u. a. da Energiepreise und WTW-Emissionsfaktoren der

T1 T2

T5

T4 T3

0

SPEZIFISCHE THG-EMISSIONEN (LCA) [gCO2eq /km]

1.8  Messgrößen für PKW-Vergleiche

69

Energieträger über den Lebenszyklus der Fahrzeuge Schwankungen unterliegen. Derartige Veränderungen bei den Energieträgern werden für die Refrenzfahrzeuge im Zeitraum 2016 bis 2030 vereinfacht betrachtet. Für Standardfahrzeuge wird die Entwicklung der spezifischen Gesamtkosten und THG-Emissionen für unterschiedliche Betrachtungsjahre veranschaulicht, Veränderungen hinsichtlich der Energieträger sind damit eingeschlossen.

1.8.2 Bewertungsmethode für die Kompatibilität von Teilsystemen des Wirtschafts- und Technologiesystems mit dem Global Carbon Law Mittelfristig könnten THG-intensive Technologien sehr hohe Auswirkungen auf das Klima verursachen. Dazu gehört z. B. die Auslösung der in Abschn. 1.4.2 beschriebenen tipping points. Diesbezüglich werden in dieser Abhandlung Mindestanforderungen für Technologien abgeleitet, welche mit den THG-Einsparungen gemäß dem Global Carbon Law (GCL) nach [48] konform sind (vgl. Abschn. 1.4.3). Es besagt: die globalen anthropogenen THG-Emissionen müssen zwischen 2020 bis 2050 pro Jahrzehnt mindestens halbiert werden (vgl. Abb. 1.30). Aktualisierte Reduktionspfade nach neuesten Erkenntnissen des IPCC werden im Abschn. 1.4.3 vorgestellt. Dort wird aufgezeigt, dass eine noch stärkere THG-Reduktion erforderlich ist, um die Temperaturanomalie auf 1,5 °C zu begrenzen. Das Global Carbon Law betrifft das gesamte Wirtschafts- und Technologiesystem (WT). Dieser Grundsatz kann jedoch auch herangezogen werden, um identische Ziele für Teilsysteme des Wirtschafts- und Technologiesystem festzulegen und deren Zielerreichung laufend zu evaluieren. Diese Teilsysteme können einerseits Unternehmen sein, aber auch Sektoren und Technologien. Die weltweit erforderliche THG-Einsparung muss jedoch nicht durch alle Teilsysteme erfüllt werden, um die Zielvorgabe für das Gesamtsystem zu erreichen, vorausgesetzt andere Teilsysteme kompensieren dies durch höhere THG-Einsparungen. Dies erscheint vor allem unter dem Gesichtspunkt relevant, da in verschiedenen Sektoren bzw. Teilsystemen unterschiedliche CO2-Vermeidungskosten bestehen (vgl. Abschn. 1.8.3). 

Selbstähnlichkeit des Global Carbon Law  Zerlegt man das gesamte Wirtschafts- und Technologiesystem (WT) in disjunkte Teilsysteme, deren Vereinigungsmenge das System WT ist, so gilt: wenn jedes Teilsystem von WT das Global Carbon Law erfüllt, dann erfüllt auch WT selbst das GCL. Diese disjunkte Zerlegung muss unter Zugrundelegung der Regeln der Lebenszyklusanalyse, also gesamtsystemisch, erfolgen.

70

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

  Jede Technologie, die das Global Carbon Law zum jeweiligen Zeitpunkt erfüllt, ist für die Zielerreichung in jedem Fall geeignet und wird GCL-Technologie genannt. Technologien, die das GCL zum jeweiligen Zeitpunkt nicht erfüllen, werden non-GCL-­ Technologien genannt (vgl. Abb. 1.30). Sie verursachen in einem Teilsystem des Wirtschafts- und Technologiesystems THG-Emissionen, welche durch andere Teilsysteme bzw. Technologien ausgeglichen werden müssen, um in Summe das Global Carbon Law einzuhalten. Aus gesamtsystemischer Sicht müssen non-GCL-Technologien kompensiert werden, um die Einhaltung der weltweit erforderlichen THG-Einsparung zu gewährleisten. Dies kann einerseits durch Technologien erfolgen, welche das GCL übererfüllen oder durch Maßnahmen zur Schaffung von CO2-Senken, z. B. durch Aufforstungsmaßnahmen oder BECCS (engl. bioenergy with carbon capture and storage). Für die Bewertung der Kompatibilität von PKW-Technologien mit dem Global Carbon Law werden die Reduktionspfade aus Abb. 1.30 auf jegliche THG-Emissionen bezogen. Im Vergleich zur ausschließlichen Anwendung auf CO2-Emissionen ist diese Reduktionsvorgabe strikter. Es gilt jedoch Folgendes zu berücksichtigen. Steigt der weltweite Bedarf nach Mobilität mittels PKW an, steigen auch die Anforderungen für GCL-Technologien. Aus folgenden Gründen ist davon auszugehen, dass die Anzahl an Passagierkilometer zukünftig ansteigt:

T ECHNOLOGIEANFORDERUNGEN GEMÄß DEM G LOBAL C ARBON LAW 100%

THG -EINSPARUNG GGÜ. 2020

90% NON -GCL TECHNOLOGIEN

80% 70% 60%

50,0%

50% 40% 30%

GCL TECHNOLOGIEN

25,0%

20%

12,5%

10% 0% 2020

2030

2040

2050

Abb. 1.30   Technologieanforderungen gemäß dem Global Carbon Law nach [48]

1.8  Messgrößen für PKW-Vergleiche

71

• Die Weltbevölkerung wird laut gegenwärtiger Prognose von 7,6 Mrd. (2017) auf mehr als 10 Mrd. Menschen (2050) anwachsen [87]. • Alleine für die USA wird ein Anstieg der Passagierkilometer von 18–35 % im Jahr 2050 im Vergleich zum Jahr 2017 prognostiziert [88, S. 14]. Auch in anderen Sektoren des Wirtschafts- und Energiesystems wird ein ansteigender Technologiebedarf prognostiziert. Entsprechend stellen die Anforderungen gemäß dem GCL in Abb. 1.30 die minimal erforderlichen THG-Einsparungswerte für Technologien gegenüber dem Jahr 2020 dar, ohne das Kompensationen durch andere Technologien erforderlich sind. Beispiel Eine Technologie zur Erzeugung von Strom, welche 1000 gCO2eq/kWh im Jahr 2020 verursacht, darf im Jahr 2030 lediglich 500 gCO2eq/kWh emittieren, d. h. 50 % des Startwertes im Jahr 2020, damit für dieses Teilsystem das Global Carbon Law eingehalten wird. Ist dem nicht so, müssen die Mehremissionen durch Einsparungen in anderen Bereichen bzw. durch andere Technologien kompensiert werden.

Die vorgeschlagene Bewertungsmethode kann letztlich nicht nur für Technologien, sondern auch auf die kleinste Zelle eines betrachteten Systems – im Passagiertransportsektor das Mobilitätsbedürfnis eines Kunden – angewendet werden. Die Rückführung der Gesamtemissionen des Passagierverkehrs-Sektors auf das Kundenproblem – den Wunsch eines Kunden, von einem Ort A zu einem Ort B zu gelangen – ermöglicht es, folgende Lösungen auf ihre Wirksamkeit bezüglich THG-Reduktion und Kosten zu bewerten: 1. „Avoid“: Der Kunde kann auf den Weg vollständig verzichten, dadurch werden die Passagierkilometer reduziert. Eine mögliche Lösung ist das Ersetzen von persönlicher Anwesenheit z. B. durch Home-Office. 2. „Modal Shift“: Der Kunde nutzt anstelle eines emissionsintensiven Verkehrsmittels, z. B. PKW, ein emissionsärmeres Verkehrsmittel, z. B. öffentlichen Verkehr oder Zweiradfahrzeuge. 3. „Sharing/Carpool“: Der Kunde nutzt individuelle Fahrzeuge, teilt diese jedoch mit anderen. Dadurch reduzieren sich Kosten und Emissionen pro Personenkilometer. 4. „Powertrain shift“: Der Kunde wechselt von einer emissionsintensiven Antriebsart eines PKW, z. B. ein Benzinfahrzeug mit fossilem Benzin, auf ein CNG-Fahrzeug mit Erdgas. 5. „Energy shift“: Der Kunde nutzt erneuerbare statt fossile Energieträger, z. B. erneuerbares Benzinsubstitut oder erneuerbaren Strom. In dieser Abhandlung werden ausschließlich die Optionen 4 und 5 analysiert.

72

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

1.8.3 CO2-Vermeidungskosten und Sektorübergreifende Technologievergleiche Eine wesentliche Frage bei der Entscheidung, welche Technologien zur THG-Reduzierung zu bevorzugen sind, ist die folgende: „Welche Kosten sind mit einem Wechsel zwischen einer klimaschädlicheren Technologie auf eine beliebige weniger klimaschädliche Technologie verbunden?“ Alle Technologien eines Teilsystems und Betrachtungszeitraums können nach ihren spezifischen THG-Emissionen geordnet werden. Für PKW entspricht die klimaschädlichste Technologie einem Benzinfahrzeug mit fossilem Kraftstoff. Bei dieser Antriebstechnologie sind beim Einsatz von fossilem Kraftstoff die spezifischen THG-Emissionen am höchsten – die spezifischen Gesamtkosten jedoch am niedrigsten. Außerdem lag bis zum Jahr 2018 der Anteil von Benzinfahrzeugen am Gesamtbestand in Deutschland am höchsten. Dies wird in Abb. 1.31 verdeutlicht. Diese Technologie wird daher als Referenz gewählt (Benzin-Referenz). Bis zum Jahr 2018 spielte unter den alternativen Antriebstechnologien mit geringerem THG-Ausstoß gegenüber der Referenz vor allem das Dieselfahrzeug eine wesentliche Rolle.   Die CO2-Vermeidungskosten geben an, wie hoch die spezifischen Kosten einer Alternative gegenüber einer Referenz sind, um 1 t Kohlenstoffdioxid zu vermeiden bzw. zu vermindern, gemessen in Euro je Tonne CO2-Äquivalent [€/tCO2eq]. Die CO2-Vermeidungskosten einer alternativen Technologie Tki , ki ∈ [1 . . . L] werden im Vergleich zu einer klimaschädlicheren Referenz-Technologie TkR anhand Formel 1.11 ermittelt. Formel 1.11  CO2-Vermeidungskosten bei PKW, kCO2 [€/tCO2eq bzw. €/t]

kCO2 =

k kki ,TCO − kkR ,TCO = EFkR ,LCA − EFki ,LCA EF

wenn gilt: EFkR ,LCA − EFki ,LCA = �EFLCA = �EF > 0; kki ,TCO − kkR ,TCO = kTCO = �k > 0

k  Spezifische Mehrkosten Alternative vs. Referenz [€/km] EF  Spezifische THG-Einsparung Alternative vs. Referenz [tCO2eq/km] Die ermittelten CO2-Vermeidungskosten entsprechen einem CO2-Preis, welcher übergreifend für jegliche Teilsysteme erforderlich wäre, damit die betrachtete Alternative identische Gesamtkosten wie die Referenz aufweist. Dies wird genauer im Kap. 7 in Formel 7.1 dargelegt.

73

1.8  Messgrößen für PKW-Vergleiche

GESAMT 2018: 46,475 MIO. FAHRZEUGE ERDGAS (CNG); 0,16% FLÜSSIGGAS (LPG); 0,91%

ELEKTRO; 0,12%

HYBRID; 0,41%

PLUG-IN HYBRIDE; 0,10%

DIESEL; 32,76%

BENZIN; 65,52%

Abb. 1.31   Verteilung des PKW-Bestands 2018 nach ausgewählten Technologien, in Anlehnung an [89]

Die Technologie mit den niedrigsten CO2-Vermeidungskosten, führt zu den geringsten Kosten zur THG-Vermeidung gegenüber einer Referenz. Die CO2-Vermeidungskosten gehen gegen unendlich, sobald die spezifischen THG-Emissionen der gegenübergestellten Technologien sich einander annähern. Dadurch können sehr hohe Beträge für die CO2-Vermeidungskosten vorliegen, selbst bei geringen Mehrkosten. In diesem Fall besteht die Gefahr einer Fehlinterpretation. Daher sollten immer auch die Absolutwerte der THG-Emissionen und Kosten für die Interpretation der CO2-Vermeidungskosten herangezogen werden (vgl. Abschn. 1.8.1). Es werden hier lediglich positive CO2-Vermeidungskosten betrachtet (vgl. Formel 1.11). Theoretisch können negative CO2-Vermeidungskosten auftreten, soweit für eine Alternative entweder eine finanzielle Einsparung oder keine THG-Einsparung gegenüber der Referenz vorliegt: • Trifft in Formel 1.11 e < 0 zu, resultieren höhere THG-Emissionen durch die Alternative, als mit der Referenz. Da keine CO2-Vermeidung vorliegt, können auch für diese Alternative keine CO2-Vermeidungskosten berechnet werden. • Trifft in Formel 1.11 k < 0 zu, führt die Alternativtechnologie zu geringeren Kosten bzw. zu Einsparungen gegenüber der Referenz: – Der Betrag der negativen CO2-Vermeidungskosten würde sich in diesem Fall mit steigender THG-Einsparung e reduzieren – entsprechend wären nicht Technologien mit den höchsten negativen CO2-Vermeidungskosten zu bevorzugen, sondern mit den geringsten. – Der Betrag der negativen CO2-Vermeidungskosten reduziert sich jedoch auch soweit ∆k sinkt bzw. wenn sich die niedrigeren Kosten einer Alternative der Referenz annähern – in diesem Fall wären Technologien mit den höchsten negativen CO2-Vermeidungskosten zu bevorzugen.

74

1  Systemtheoretische Grundlagen zur Klimawandel-Problematik …

Eine Interpretation negativer CO2-Vermeidungskosten ist ohne zusätzliche Informationen also nicht möglich. Aufgrund dessen werden negative CO2-Vermeidungskosten an dieser Stelle ausgeschlossen. Stattdessen werden für �k < 0 die jährlichen E ­ insparungen einer alternativen Technologie Tki, ki ∈ [1 . . . n] im Vergleich zu einer teureren Referenz-Technologie TkR anhand Formel 1.12 ermittelt. Formel 1.12 Jährliche Einsparung durch Substitution der Referenztechnologie durch eine günstigere und klimafreundlichere Technologie, kE,a [€ p. a.]

pCO2 106 = �EF > 0

kE,a = �k × xa − �EF × xa × wenn gilt : EFkR ,LCA − EFki ,LCA

kki ,TCO − kkR ,TCO = �k < 0

pCO2  CO2-Preis [€/t] xa  Jahresfahrleistung [km p. a.]. Jährliche Einsparungen sind gemäß Formel 1.12 stets negativ, da sie sich auf die Kosten der Referenz beziehen. Soweit eine Technologie eine jährliche Einsparung gegenüber der Referenz aufweist, ist ohne Berücksichtigung eines systemübergreifenden CO2-Preises in dieser Messgröße keine Information über die THG-Intensität der Technologie enthalten. Gemäß Formel 1.12 könnte jedoch auch die kostengünstigste Alternative je nach CO2-Preis ermittelt werden. Ein CO2-Preis wird in dieser Abhandlung bei den Einsparungen nicht berücksichtigt, da ein systemübergreifender, weltweiter CO2-Preis bis zum Jahr 2019 noch nicht vorlag (pCO2 =0). Stattdessen wird in den Abbildungen zu den CO2-Vermeidungskosten bzw. jährlichen Einsparungen im Kap. 7 zusätzlich die THG-Minderung gegenüber einem Benzinfahrzeug im Jahr 2016 angegeben. Dieser Bezug auf das Jahr 2016 wird ausschließlich für die THG-Einsparung verwendet. Für die Ermittlung von CO2-Vermeidungskosten und jährlichen Einsparungen werden stets Technologien gleicher Betrachtungsjahre herangezogen. Der CO2-Vermeidungskostenansatz kann folgende Schwächen aufweisen: • Ansätze, die Kosten und Emissionen nicht ganzheitlich erfassen, unter- oder überschätzen Vermeidungskosten unterschiedlicher Technologien. • Vermeidungskosten können sich durch Technologieentwicklungen stark ändern, daher sollten Entwicklungspfade von Technologien berücksichtigt werden. • Vermeidungskosten sind nur im Jahr der jeweiligen Berechnung korrekt und eignen sich daher nicht zur Ableitung von Empfehlungen, wenn nicht weitere Informationen berücksichtigt werden. • Technologien mit signifikant voneinander abweichenden Produktlebenszyklen (Infrastrukturen, fossile Kraftwerke:  >40  Jahre, Autos:  >10  Jahre, Elektronikprodukte:  ES (�tn ): g    EFi × EEGi × (EV − ES ) + ES × EFi,S ETHG (�tn ) = i=1

Sonst: ETHG (�tn ) = EFi,S × EV Strombezug mit Ausbauanreiz (zeitgleicher Verbrauch):

Wenn EV (�tn ) > EA (�tn ): g    EFi × EEGi × (EV − EA ) + EA × EFi,A ETHG (�tn ) = i=1

Sonst: ETHG (�tn ) = EFi,A × EV

146

3  Heutige und zukünftige Treibhausgasemissionen …

Anzahl von Vermarktungszeitscheiben tn (z. B. 15-min) im Jahresverlauf mit individuellem Strombezug [–] EFi  Emissionsfaktor einer beteiligten Stromerzeugungsanlage i [gCO2eq /kWh] Ei  Energieerzeugung einer beteiligten Stromerzeugungsanlage i [kWh] EG  Gesamtstromerzeugung [kWh] EV   Individueller Energieverbrauch [kWh] EA  Energieerzeugung einer durch den Strombezug mit Ausbauanreiz vorhandenen Stromerzeugungsanlage A [kWh] EFi,A  Emissionsfaktor einer durch den Strombezug mit Ausbauanreiz vorhandenen Stromerzeugungsanlage i [gCO2eq /kWh] ETHG  THG-Emissionen [gCO2eq] EFi,S  Emissionsfaktor Stromüberschuss der Stromerzeugungsanlage i [gCO2eq /kWh] ES  Stromüberschussmenge [kWh] n 

Werden durch den individuellen Strombezug Stromüberschüsse vermieden, ergeben sich die verursachergerechten THG-Emissionen aus den Emissionsfaktoren der entsprechenden erneuerbaren Stromerzeugungsanlagen. Dies begründet sich darauf, dass die Erhöhung der erneuerbaren Einspeisung und der spezifische Strombezug zeitgleich erfolgen. Die konventionelle Stromerzeugung im Gesamtsystem wird durch den individuellen erneuerbaren Strombezug zu diesem Zeitpunkt nicht beeinflusst. Für alle sonstigen Stromverbräuche ändert sich der Emissionsfaktor zu diesem Zeitpunkt nicht. Der Ausbauanreiz des EEG führt jedoch dazu, dass weniger erneuerbare Anlagen zugebaut werden, soweit Stromüberschüsse vermieden werden, wodurch sich langfristig der durchschnittliche Anteil der erneuerbaren Erzeugung und damit der Emissionsfaktor für die übrigen Verbraucher im Jahresdurchschnitt verändert. Im Weiteren wird erläutert, welche THG-Emissionen mit einem Strombezug verursacht werden, dem eine Erhöhung der erneuerbaren Stromerzeugung im Gesamtsystem durch einen Ausbauanreiz zugrunde liegt, beispielsweise durch Grünstromprodukte. Nur soweit der Strombezug und die Stromerzeugung mit den durch den Ausbauanreiz vorhandenen erneuerbaren Anlagen zeitgleich auftreten, treffen auch die Emissionsfaktoren der entsprechenden erneuerbaren Stromerzeugungsanlagen verursachergerecht zu (vgl. Formel 3.2). Liegt keine Zeitgleichheit vor, ergibt sich der verursachergerechte Emissionsfaktor des Strombezugs mit Ausbauanreiz nach Formel 3.3. Die Bestimmung der vermiedenen THG-Emissionen durch den Zubau von erneuerbaren Erzeugungsanlagen zu Zeiten ohne individuellen Strombezug ist aufgrund anzunehmender Folgewirkungen erschwert. Formel 3.3  Emissionsfaktor des individuellen zeitungleichen Strombezugs mit Ausbauanreiz, EFu,a [gCO2eq /kWh]

EFu,a

p o=1 ETHG,z,a (�to ) = EFa −  m n=1 EV (�tn )

3.4  Well-to-Tank Emissionsfaktoren von Strom

147

EFa  Jährlicher WTT-Emissionsfaktor des individuellen Strombezugs nach Formel 3.2 [gCO2eq /kWh]   Anzahl von Vermarktungszeitscheiben to (z. B. 15-min) im Jahresverlauf O ohne individuellen Strombezug [–] Vermiedene THG-Emissionen durch zusätzlich vorhandene erneuerbare ETHG,z,a   Erzeuger infolge des Ausbauanreizes [gCO2eq]

3.4.3.1 EU-Emissionshandelssystem und Effort Sharing Agreements Die externen Kosten durch THG-Emissionen, welche durch die Stromerzeugung hervorgerufen werden, sind in den Großhandelspreisen im Rahmen des EU-Emissionshandelssystems (EU-EHS, engl. EU ETS) eingepreist. Bei diesem System wird das Gesamtvolumen bestimmter THG-Emissionen21 aus Anlagen, welche dem EU-ETS zugeordnet sind, durch eine Obergrenze (Cap) limitiert. In diesem begrenzten Umfang werden Emissionszertifikate an Unternehmen, die dem EU-ETS zugeordnet sind, zugeteilt oder auktioniert. Emissionszertifikate berechtigen jeweils zum Ausstoß von einer Tonne Kohlendioxid. Die Emissionszertifikate können gehandelt werden. In begrenzten Mengen können auch internationale Gutschriften aus emissionsmindernden Projekten in der ganzen Welt erworben werden. Da für jegliche Emissionsmengen Zertifikate einzulösen und diese in ihrer Gesamtzahl durch die Obergrenze (Cap) begrenzt sind, wird sichergestellt, dass die vorgegebene Emissionsmenge eingehalten wird [43]. Der Preis der Emissionszertifikate ergibt sich aus den Grenzvermeidungskosten, die erforderlich sind, um die vorgegebene THG-Minderung einzuhalten. Kohlendioxid wird bei der Strom- und Wärmeerzeugung (mit Ausnahme von Kleinanlagen), energieintensiven Industriezweigen und bei der gewerblichen Luftfahrt (bis 2023 ausschließlich Flüge zwischen Flughäfen im europäischen Wirtschaftsraum) durch das EU-ETS erfasst. Im EU-ETS sind entsprechend nicht alle Wirtschaftssektoren und Anlagen enthalten die in Europa THG-Emissionen verursachen, beispielsweise gehört der Kraftstoffverbrauch des Straßenverkehrs nicht zum EU-ETS. Für Nicht-ETS-Sektoren bestehen Effort Sharing Agreements. „Unter dem Effort Sharing werden die Minderungsziele der einzelnen EU-Mitgliedsstaaten in Mengen an AEA (Annual Emission Allowances) übersetzt. Ein AEA entspricht einer Tonne CO2-Equivalente (tCO2eq)“ [44, S. 1]. Für den Verkehrssektor hat die Bundesregierung eine CO2-Reduktion von 40−42 % bis 2030 im Vergleich zu 1990 vorgesehen [45]. Falls die über die EU festgelegten Klimaschutzziele für die Bundesrepublik mit nationalen Emissionsreduktionsmaßnahmen nicht erreicht werden, kommt für Deutschland im Prinzip nur die Option in Betracht, überschüssige Emissionsrechte von anderen EU Mitgliedsstaaten zu

21CO , 2

N2O aus der Herstellung von Salpetersäure, Adipinsäure, Glyoxylsäure und Glyoxal und FKW aus der Aluminiumherstellung [43].

148

3  Heutige und zukünftige Treibhausgasemissionen …

erwerben [46, S. 3]. Da noch kein Handel von Emissionszertifikaten für die Jahre 2021– 2030 zwischen EU Mitgliedstaaten stattgefunden hat, gibt es noch keine Referenzpreise. In [46] werden für das Verfehlen des deutschen Treibhausgasemissionsziels im Verkehrssektors zwischen 2021 und 2030 Strafzahlungen von 3−36 Mrd. € abgeschätzt, welche je nach kumulierten Defizit im Vergleich zum Zielwert in diesen Jahren und der Höhe der Zertifikatspreise variieren. Als Richtwert wird der Zertifikatspreis des EU-ETS 2018/2019 von 20 C/tCO2eq angenommen, auch wenn das Übertragen von Emissionsrechten aus dem Emissionshandelssystem für Deutschland nicht in Betracht kommt. Als Maximalwert werden 100 C/tCO2eq berücksichtigt [46, S. 4] Exkurs: Auswirkungen der fehlenden sektorenübergreifende Gültigkeit des EU-ETS „Unter idealen Rahmenbedingungen würde das EU-ETS dazu führen, dass ein Umstieg von Fahrzeugen mit Verbrennungsmotor hin zu elektrischen Fahrzeugen zu deutlichen Emissionsminderungen führt. Auch wenn im Stromsektor zusätzliche Treibhausgase aufgrund der Stromnachfrage der Elektromobilität entstehen würden, würde der ökonomische Mechanismus des Emissionshandels dazu führen, dass diese Emissionen an anderer Stelle ausgeglichen werden müssen“ [39, S. 6]. Ein steigender Strombedarf, z. B. durch die Elektromobilität, beeinflusst nicht die einzuhaltende Emissionsobergrenze (Cap), solange diese nicht regulatorisch angepasst wird. „Vor dem Hintergrund dieses Regulierungsrahmens betrachten vor allem einige Fahrzeughersteller und traditionelle Energieversorger den Klimavorteil der Elektromobilität als ausreichend sichergestellt an und sehen dementsprechend auch keinen weiteren Handlungsbedarf“ [39, S. 11]. Die unzureichende Ausgestaltung des EU-ETS, welches nicht alle Sektoren und Anlagen einbezieht, wird somit verwendet, um THG-Einsparungen durch die Elektromobilität zu rechtfertigen. Durch die Sektorkopplung werden Emissionen aus einem Sektor, der nicht vom Emissionshandel erfasst ist, in das EU-ETS übertragen. Aufgrund der dadurch vorherrschenden unterschiedlichen Bepreisung von externen Effekten (Kosten) resultiert eine Fehlallokation der Ressourcen im Marktsystem (Marktversagen).22 Exkurs: Wirksamkeit und Effizienz des EU-ETS Die Wirksamkeit bzw. Funktionsfähigkeit eines Emissionshandels ist gegeben, soweit die vorgegebene Emissions-Obergrenze (Cap) eingehalten wird. Der Emissionshandel stellt eine Mengen- und keine Preissteuerung dar. Die Wirksamkeit wird nicht anhand der Höhe des Emissions-Zertifikatspreises ersichtlich. Geringe Zertifikatspreise verdeutlichen, dass die geforderte Emissionsobergrenze mit geringen Grenzvermeidungskosten einhergeht. Diese können insbesondere dann vorliegen, soweit eine hohe Emissionsgrenze bzw. eine geringe Emissionsvermeidung vorgegeben wird. Die Kosteneffizienz des Emissionshandels, sodass diejenigen Maßnahmen mit den geringsten Grenzvermeidungskosten durchgeführt werden, um die Emissionsgrenze einzuhalten, wird durch sonstige regulatorische Eingriffe bezüglich der externen Kosten 22Vgl.

[47] bzgl. Internalisierung externer Effekte.

3.4  Well-to-Tank Emissionsfaktoren von Strom

149

von THG-Emissionen, z. B. Auflagen, Steuern oder Subventionen beeinträchtigt. Sie erhöhen die Vermeidungskosten [48]. Aus den Erfahrungen beim EU-ETS geht hervor, dass auch die Ausgestaltung dieses Instrument (z. B. Auktionen statt freie Allokation von Emissionszertifikaten) für die Kosteneffizienz entscheidend ist. Die vorgegebene Emissionsobergrenze des EU-ETS wurde in keinem Jahr überschritten – der Emissionshandel begrenzt wirksam die Obergrenze. Seit 2009 wurden nicht alle ausgegebenen Emissionsrechte in Anspruch genommen, wodurch Überschüsse an verfügbaren Emissionszertifikaten hervorgingen. Dies wird u. a. mit der globalen Finanz- und Wirtschaftskrise 2008/2009 und der schlechten Konjunktur in den südlichen Mitgliedsländern begründet [48]. „Als Reaktion auf den Überschuss an Zertifikaten und den niedrigen Zertifikatepreis hat die EU mehrfach in das EU-Cap eingegriffen. So wurden durch den sog. Backloading-Beschluss im Zeitraum 2014–2016 900 Mio. Zertifikate vorübergehend aus dem Markt genommen, die in den Jahren 2019–2020 zusätzlich versteigert werden sollten. Da jedoch der Zertifikateüberschuss seit 2013 trotz des Backloadings weiter gewachsen ist, hat die EU im Mai 2015 beschlossen, die durch das Backloading zurückgehaltenen Zertifikate nicht wieder auf den Markt zu bringen, sondern in die Marktstabilitätsreserve (MSR) einzustellen, um so den Überschuss an nicht eingesetzten Zertifikaten dauerhaft zu reduzieren. Ab 2019 müssen zudem jedes Jahr 24 % und ab 2024 12 % der im Vorjahr nicht eingesetzten Zertifikate vorübergehend dem Handel entzogen und in die MSR eingestellt werden, sofern dieser jährliche Überschuss 833 Mio. Zertifikate übersteigt. Sollte die in der MSR zwischengeparkte Zertifikatemenge größer sein als die Gesamtzahl der im Vorjahr versteigerten Zertifikate, so wird die Differenzmenge an Zertifikaten ab 2023 endgültig gelöscht“ [49].

3.4.3.2 Emissionsfaktoren je Stromerzeugungsanlage In [22] werden Emissionsfaktoren unterschiedlicher Stromerzeuger für den durchschnittlichen Anlagenbestand des Jahres 2016 in Deutschland angegeben. „Es werden die direkten Emissionen berücksichtigt, die im Zuge der Umwandlung von Primärenergieträgern z. B. bei der Verbrennung fossiler oder biogener Brennstoffe verursacht werden, als auch die indirekten Emissionen, die außerhalb der Umwandlungsprozesse in Vorketten z. B. bei der Herstellung von Anlagen zur Energieumwandlung oder der Gewinnung und Bereitstellung von Primär- und Sekundärenergieträgern entstehen. Dazu zählen auch Emissionen aus fremdbezogener Hilfsenergie, die unmittelbar mit dem Erzeugungspfad in Verbindung stehen“ [22, S. 18]. Die Emissionen für Hilfsenergie sind direkt abhängig vom Emissionsfaktor des Stromeinsatzes. „Darüber hinaus werden Nutzungsgrade in Abhängigkeit von der angewendeten Technologie, der Zuordnung zu immissionsschutzrechtlichen Verordnungen und des verwendeten Energieträgers berücksichtigt. Bei KraftWärme-Kopplungsanlagen (KWK-Anlagen) handelt es sich um allozierte Nutzungsgrade auf Basis der Finnischen Methode“ [22, S. 19]. In Tab. 3.7 sind die Emissionsfaktoren für Stromerzeuger mit unterschiedlichen Energieträgern aus [22] dargelegt. In der Tabelle sind zudem Bandbreiten möglicher LCA-Emissionsfaktoren nach einer Metastudie aus [50] sowie Prognosewerte für 2020 aus [51] zum Vergleich enthalten.

NG [%] [22]

41

39

33

38

57

39,5

Energieträger

Steinkohle

Braunkohle

Kernenergie

Mineralöl

Erdgas

Biogas

338 402,59 0 268,69 209,29

∑ 52,86

∑ 10,48

∑ 22,37

∑ 46,7

∑ 34,83

51,48 72,83 + 24,86 (NaWaRo) 20,52 + 24,86 (Gülle) 19,55 + 24,86 (Abfall, Reststoff)

EF Dir. Emissionen [gCO2eq /kWh] [22]

EF Vorkette +  Hilfsenergie [gCO2eq /kWh] [22]

377,64 (NaWaRo) 252,81 (Gülle) 242,76 (Abfall, Reststoff) ∅ 341,15 → Anteil direkte E.: 38,2 

428,29 → Anteil direkte E.: 85,73 

830,02 → Anteil direkte E.: 85,19 

67,79 → Anteil direkte E.: 0 

1059,17 → Anteil direkte E.: 97,46 

953,31 → Anteil direkte E.: 86,48 

EF Gesamt unter Berücksichtigung des Nutzungsgrades [gCO2eq /kWh] [22] Prognostizierter EF 2020 [gCO2eq /kWh] [51]

350–850 (NG 26–60 )

530–900 (NG 30–58 )

3–35

800–1300 (NG bis zu 52 )

(Fortsetzung)

41–176

368–384

/

55

962

660–1050 (NG 33–52 ) 794–839

EF LCA-Metaanalyse [gCO2eq /kWh] [50]

Tab. 3.7  Emissionsfaktoren (EF) sowie Nutzungsgrade (NG) von typischen Stromerzeugern je Energieträger, in Anlehnung an [22, 50, 51]

150 3  Heutige und zukünftige Treibhausgasemissionen …

6,33 + 193,59

0–15,68 + 3,94–44,24 1,19–4,68

100

100

100

100

26–46

25–56

Wasserkraft

Windkraft

Photovoltaik

Geothermie

Feste Biomasse

Flüssige Biomasse

3,29–7,01

55,71 + 12,1

8,88 + 1,81 (Onshore), 4,37 + 1,81 (Offshore)

2,7 + 9,68 (Laufwasser) 14,04 + 12,1 (Speicherwasser +  Pumpspeicherwerke mit nat. Zufluss)

0,93–3,28

0

0

0

0

25,47 129,79 + 32,76 (NaWaRo) 70,70 + 32,76 (Gülle) 3,08 + 32,76 (Abfall, Reststoff)

47,5

EF Dir. Emissionen [gCO2eq /kWh] [22]

Biomethan

EF Vorkette +  Hilfsenergie [gCO2eq /kWh] [22]

NG [%] [22]

Energieträger

Tab. 3.7  (Fortsetzung)

∅ 74

∅ 204,16

200 → Anteil direkte E.: 17,1 

68 → Anteil direkte E.: 0 

10,69 (Onshore), 6,18 (Offshore) → Anteil direkte E.: 0 

8,5–130

13–190

3–41 (identisch für Offshore)

/

/

62

26

4–9

/

2–20 12,38 (Laufwasser) 26,14 (Speicherwasser +  Pumpspeicherwerke mit nat. Zufluss) → Anteil direkte E.: 0 

(Fortsetzung)

Prognostizierter EF 2020 [gCO2eq /kWh] [51] /

EF LCA-Metaanalyse [gCO2eq /kWh] [50]

395,83 (NaWaRo) 271,43 (Gülle) 129,05 (Abfall, Reststoff) ∅ 313,89 → Anteil direkte E.: 17,1 

EF Gesamt unter Berücksichtigung des Nutzungsgrades [gCO2eq /kWh] [22]

3.4  Well-to-Tank Emissionsfaktoren von Strom 151

NG [%] [22]

42,1

38,8

30,5

Energieträger

Klärgas

Deponiegas

Hausmüll biogen

Tab. 3.7  (Fortsetzung)

29,76 1,45

∑0

29,79

EF Dir. Emissionen [gCO2eq /kWh] [22]

0 + 21,11

0 + 25,48

EF Vorkette +  Hilfsenergie [gCO2eq /kWh] [22]

4,75 → Anteil direkte E.: 100 

131,11 → Anteil direkte E.: 58,38 

131,28 → Anteil direkte E.: 53,9 

EF Gesamt unter Berücksichtigung des Nutzungsgrades [gCO2eq /kWh] [22]

EF LCA-Metaanalyse [gCO2eq /kWh] [50]

/

/

/

Prognostizierter EF 2020 [gCO2eq /kWh] [51]

152 3  Heutige und zukünftige Treibhausgasemissionen …

3.4  Well-to-Tank Emissionsfaktoren von Strom

153

3.4.3.3 Grenzbetrachtung zusätzlicher Verbraucher – Consequential LCA Eine Grenzbetrachtung ordnet exakt die THG-Emissionen den Verbrauchern zu, welche durch deren Strombezug verursacht werden. Dies bildet eine Consequential LCA ab. Die Einschränkungen dieses Ansatzes wurden im Abschn. 3.1 erläutert. Mit der Grenzbetrachtung kann eine Veränderung von einer Bestandsituation analysiert bzw. ein individueller Emissionsfaktor bestimmt werden. Eine derartige Betrachtung zusätzlicher Verbraucher führt dazu, dass die Emissionsfaktoren für bestehende Stromverbraucher nicht beeinflusst werden. Zusätzliche Verbraucher haben grundsätzlich die im Weiteren beschriebenen Auswirkungen auf die THG-Emissionen der Stromerzeugung. Der zusätzliche Verbrauch führt dazu, dass eine zusätzliche Stromerzeugung im Vergleich zur Bestandsituation erforderlich wird. Die verursachten THG-Emissionen bestimmen sich daran, welche Anlagen die entsprechende Strommenge erzeugen. Die Stromerzeugung kann sowohl durch inländische wie auch ausländische Anlagen erfolgen. Die höchsten spezifischen THG-Emissionen je Kilowattstunde verursachen Kohlekraftwerke. Diese weisen den höchsten Emissionsfaktor auf. Den geringsten Emissionsfaktor haben erneuerbare Stromerzeugungsanlagen. Der Emissionsfaktor für den Strombezug zusätzlicher Verbraucher ergibt sich nach einer Consequential LCA gemäß Formel 3.2. Es sind nicht alle Stromerzeuger zum Zeitpunkt des Strombezugs zusätzlicher Verbraucher zu berücksichtigen, sondern lediglich die Erzeuger, die ohne diesen Verbrauch keinen Strom erzeugen würden. Auf die resultierenden THG-Emissionen hat das zeitliche Aufkommen und die Höhe des Strombezugs einen Einfluss. Dies ist vom Nutzerverhalten abhängig. Zukünftig ist der lokale Strombezug individueller Verbraucher entsprechend der Netzauslastung der betreffenden Verteilnetze sowie des Übertragungsnetzes zu steuern, um eine Systemdienlichkeit zu gewährleisten. Dies ist erforderlich, da der ungesteuerte Strombezug zukünftig zu Netzengpässen und entsprechend zu einem zusätzlichen Netzausbau führen kann [40, 52]. Eine Systematik zur Gewährleistung einer Netzdienlichkeit des Strombezugs wird durch eine Anpassung der Netzentgeltsystematik für steuerbare Verbraucher in [41] präsentiert. Der erneuerbare Anteil des individuellen Strombezugs kann durch einen erneuerbaren Strombezug oder durch Ausbauanreize erhöht werden (vgl. Abschn. 3.4.2). In Deutschland ist letzteres durch das regulatorische Ausbauziel nach § 1 EEG 2017 gegeben. Die Zielvorgabe des EEG wird in dieser Abhandlung berücksichtigt, um die geltenden Regularien abzubilden. Simulation der THG-Emissionen durch zusätzliche Verbraucher Für eine Prognose der THG-Emissionen durch zusätzliche Verbraucher bedarf es einer Simulation des zeitlichen Aufkommens und der Höhe des Strombezugs. Der Strombezug wird vom Strompreis beeinflusst, wodurch eine derartige Simulation mittels einer Optimierung der Strombezugskosten erfolgen kann. Dies erfordert eine Analyse der zukünftigen Strommarktpreise und Netzentgelte im Jahresverlauf. Dabei kann die Optimierung einer dieser zwei Kostenkomponenten im Konflikt mit der anderen stehen.

154

3  Heutige und zukünftige Treibhausgasemissionen …

Für eine Simulation der resultierenden THG-Emissionen durch zusätzliche Verbraucher sind umfangreiche Informationen erforderlich, u. a. bzgl.: • des Netzausbaus, • der Entwicklung des Stromerzeugungsportfolios und deren Netzverknüpfungspunkte, • des Redispatch-, Einspeisemanagement- und Regelenergiebedarfs, • des lokalen und zeitlichen Aufkommens des Strombedarfs wie auch der Bezugsleistungen, in Abhängigkeit des zukünftigen Kauf- und Nutzerverhaltens, wie auch vom Zubau von öffentlicher Infrastruktur, • des Anteils der Nutzer, welche sich an einer Verbrauchsverlagerung beteiligen und, • der Ausgestaltung der netzdienlichen Steuerung und der Netzentgelte in der Zukunft. Eine exakte Ermittlung der resultierenden THG-Emissionen durch zusätzliche Verbraucher ist aufgrund der hohen Prognoseunsicherheit für die Vielzahl an Einflussgrößen nicht möglich. Eine vereinfachte Simulation der Effekte der Elektromobilität auf den Stromsektor durch eine Grenzbetrachtung erfolgt in [40]. Anhand des Strommarktmodells PowerFlex vom Öko-Institut wird eine lineare Optimierung durchgeführt, welche die variablen Kosten der Stromerzeugung unter Einhaltung bestimmter Rahmenbedingungen, z. B. die zur Bereitstellung von Systemdienstleistungen erforderliche mustrun Stromerzeugung23, minimiert. Die Entwicklung der Kapazitäten sowie die regionale Verteilung von Erzeugungsanlagen, Netzen, Speichern und Flexibilitätsoptionen sind modellextern vorgegeben und nicht Gegenstand der Optimierung. Für das Betrachtungsjahr 2030 wird in [40] folgendes berücksichtigt: • 65 % Erneuerbare-Energien-Anteil, • Berücksichtigung marktbasierter sowie netzbasierter Stromüberschüsse über ein vereinfachtes Modell des Übertragungsnetzes, • Energieaustausch mit direkt angrenzenden Ländern, ohne Berücksichtigung eines Stromaustausches der benachbarten Länder untereinander, • zeitliches und lokales Aufkommen des Ladebedarfes und der Ladeleistungen der Elektromobilität, • 15 TWh Energiebedarf der Elektromobilität im Jahr 2030 (entspricht ca. 6 Mio. Fahrzeugen mit 2500 kWh Jahresverbrauch – ca. 3 % des Bruttostromverbrauchs), • Effizienzmaßnahmen überkompensieren den Strombedarf der Elektromobilität – geringere Gesamtstromnachfrage 2030 als 2016. Für die Elektromobilität werden zwei alternative Ladestrategien untersucht. Bei der ungesteuerten Ladestrategie erfolgt ein Strombezug mit der maximal verfügbaren Leistung ohne zeitliche Verzögerung, bis die Batterie vollständig geladen ist. Diese Strategie

23Vgl.

[28, S. 128] bzgl. must-run Stromerzeugung.

3.4  Well-to-Tank Emissionsfaktoren von Strom

155

Tab. 3.8  Simulationsergebnisse einer Grenzbetrachtung der Elektromobilität 2030, in Anlehnung an [40, S. 50–52] Prognose 2030

Ungesteuertes Laden

Gesteuertes Laden

Konventionelle Stromerzeugung für Elektromobilität

43 %

30 %

Verhältnis der konventionellen Stromerzeugung – ca. 40 vs. 60 % Inland vs. Ausland

ca. 75 vs. 25 %

Gesamtemissionen

3,3 Mio. tCO2

2,7 Mio. tCO2

Verhältnis inländischer konventioneller Stromerzeugung – Kohle vs. Erdgas

ca. 25 vs. 75 %

ca. 66,67 vs. 33,33 %

entspricht maßgeblich der Praxis bis zum Jahr 2019. Bei der gesteuerten Ladestrategie erfolgt eine Optimierung, in deren Rahmen die gesamten variablen Kosten der Stromerzeugung möglichst gering gehalten werden. Aufgrund der niedrigen Grenzkosten von Erneuerbare-Energien-Anlagen führt dies zu einer vorrangigen Nutzung von erneuerbaren Einspeisemengen und damit auch zu einer Vermeidung von Stromüberschüssen. Eine netzdienliche Steuerung der Beladung wird für keine der beiden Strategien berücksichtigt. Die Simulationsergebnisse sind in Tab. 3.8 aufgelistet. Für ungesteuertes Laden liegt der Anteil der Gaskraftwerke höher als für gesteuertes Laden. Dies liegt daran, dass nachmittags und abends, wenn ein Großteil der ungesteuerten Beladung der Elektrofahrzeuge stattfindet, oftmals Gaskraftwerke als sogenannte Grenzkraftwerke betrieben werden.24 Beim gesteuerten Laden werden die Ladezeitpunkte verschoben, sodass Kohlekraftwerke die Grenzkraftwerke bilden, da diese im Vergleich zu Gaskraftwerken geringere Grenzkosten vorweisen. Bei den Kohlestromerzeugern beträgt der Anteil der Steinkohle ca. 2/3 [40, S. 50]. Für das gesteuerte Laden geht aus der Simulation ein WTT-Emissionsfaktor von 183 g/kWh und für das ungesteuerte Laden von 220 g/kWh hervor. Für den inländischen Strommix wird ein durchschnittlicher Emissionsfaktor von 300 g/kWh im Jahr 2030 ermittelt [40, S. 53]. Eine Simulation bezüglich des zukünftigen Emissionsfaktors für den Strombezug von Elektrofahrzeugen ist ebenfalls in [53] enthalten. Hierbei wird sowohl ein Emissionsfaktor für den deutschen Strommix wie auch für die Stromversorgung von BEV untersucht. Es werden Szenarien mit und ohne Lastmanagement betrachtet. Für die Ermittlung des Emissionsfaktors werden die typischen Ladezeitpunkte von BEV-Nutzern analysiert. Der Lastverlauf mehrerer Fahrzeuge auf Basis empirischer Erhebungen über den Wochenverlauf, welcher für ein typisches Fahrzeug angenommen werden kann, ist in Abb. 3.3 dargelegt. „An Wochentagen ist beim Laden zu Hause eine Lastspitze in den frühen Abendstunden zu erkennen, wenn viele Fahrzeuge nach der Arbeit geladen werden. Mit dem Laden am Arbeitsplatz wird an Wochentagen die Abendspitze reduziert, aber eine

24Merit

Order entspricht nicht der Rangfolge gemäß den Emissionsfaktoren der Stromerzeuger.

156

3  Heutige und zukünftige Treibhausgasemissionen …

Abb. 3.3   Lastverlauf von privaten BEV, wenn Lademöglichkeiten zu Hause und am Arbeitsplatz bestehen (Ladeleistung: 3,7 kW) [53]

zusätzliche Spitze in den Morgenstunden nach Erreichen des Arbeitsplatzes erzeugt. Am Wochenende ist der Lastverlauf flacher und über den Tag verteilt“ [53, S. 16]. Es wird für den deutschen Strommix im Jahr 2030 ohne Lastmanagement ein Emissionsfaktor von 299 g/kWh ermittelt – mit Lastmanagement 291 g/kWh. Aufgrund von häufigen Ladezeitpunkten in den Abend- und Nachstunden mit geringerem erneuerbaren Anteil liegt der Emissionsfaktor des Strombezugs für Elektrofahrzeuge ohne Lastmanagement mit 328 g/kWh minimal über dem Strommix in Deutschland im Jahr 2030. Erfolgt ein Lastmanagement für Elektrofahrzeuge resultiert ein Emissionsfaktor von 194 g/kWh [53, S. 21–22]. Diese Werte entsprechen in etwa den Simulationsergebnissen aus [40]. Lediglich für Elektrofahrzeuge ohne Lastmanagement wird ein deutlich höherer Emissionsfaktor prognostiziert.

3.4.3.4 Durchschnittsbetrachtung zusätzlicher Verbraucher – Attributional LCA Bei einer Durchschnittsbetrachtung wird den Verbrauchern der durchschnittliche Emissionsfaktor der Stromerzeugung eines Jahres zugeordnet. Dies ermöglicht es, alle Anwendungen im Stromsektor gleichwertig zu beurteilen. Bei diesem Ansatz werden die Differenzemissionen im Stromsektor, die durch zusätzliche Verbraucher hervorgerufen werden, auf alle Verbraucher gleichmäßig aufgeteilt, wodurch sich die Emissionsfaktoren für bestehende Stromverbraucher ändern können. Eine Durchschnittbetrachtung wird zumeist verwendet, wenn eine Bestandssituation bewertet werden soll. Dies bildet eine Attributional LCA ab. Auf Basis der Emissionsfaktoren aus Tab. 3.7 und den stromerzeugerspezifischen Energiemengen aus [54] ergibt sich für das Jahr 2016 ein durchschnittlicher Emissionsfaktor der Stromerzeugung in Deutschland von 590,9 gCO2eq /kWh. Eine ausschließliche Betrachtung der direkten Emissionen konventioneller Kraftwerke führt zu einem Emissionsfaktor von 460,9 gCO2eq /kWh. Durch eine Berücksichtigung von Vorketten und Hilfsenergie25 erhöht sich somit der Wert für den durchschnittlichen Emissionsfaktor der Stromerzeugung im Jahr 2016 um ca. 15 %. In diesem Jahr betrug der gewichtete 25Auch

bei erneuerbaren Erzeugungsanlagen.

157

3.4  Well-to-Tank Emissionsfaktoren von Strom Tab. 3.9  Emissionsfaktor des deutschen Strommix [gCO2eq /kWh]

1990

2013

2016

2030

2050

[55] UBA-Emissionsfaktor – Netto-Inlandsstromverbrauch

764

573

516

/

/

[51] GEMIS-Emissionsfaktor – Stromverbrauch lokal

/

612

567

195

22

[51] GEMIS-Emissionsfaktor – Stromerzeugung

/

594

550

188

20

Durchschnittswert des Emissionsfaktors für Wind- und PV-Strom basierend auf deren Erzeugungsmengen aus [54] 28,68 gCO2eq /kWh. In [51] werden mit GEMIS, Version 5.0 ebenfalls LCA-Emissionsfaktoren für den Bruttostromerzeugungsmix in Deutschland ermittelt. Für 2030 und 2050 werden Prognosewerte erstellt, welche eine langfristige Erreichung der Klimaschutz-Vorgaben26 und die Dekarbonisierung des Stromsektors abbilden. Die entsprechenden Emissionsfaktoren sind in Tab. 3.9 dargelegt. Darin ist ebenfalls der Emissionsfaktor für den Netto-Inlandsstromverbrauch in Deutschland gemäß dem Umweltbundesamt enthalten. Dieser Verbrauch ergibt sich aus der Bruttostromerzeugung, abzüglich dem Kraftwerkseigenverbrauch, sowie der Pumpstrom- und Netzverluste. Netzverluste entstanden 2016 im Umfang von 8,4 TWh im Übertragungsnetz und 17,6 TWh im Verteilnetz. Bezogen auf den Bruttostromverbrauch von 596,9 TWh, betrug der Anteil der Netzverluste in diesem Jahr ca. 4,36 % [56]. In [51] wird neben dem Emissionsfaktor für den lokalen Stromverbrauch, d. h. inkl. Netz- und Verteilverluste, auch der Emissionsfaktor für die Stromerzeugung ermittelt. Für das Jahr 2016 besteht, wie in Tab. 3.9 aufgezeigt, zwischen diesen Emissionsfaktoren ein Unterschied von ca. 3 %.

3.4.4 Emissionsfaktoren für strombasierte Antriebskonzepte 3.4.4.1 Elektromobilität Die Erläuterungen zum erneuerbaren Anteil und zu den hervorgerufenen THG-Emissionen des individuellen Strombezugs zeigen, dass aufgrund der zahlreichen Einflussparameter und der enthaltenen Prognoseunsicherheiten keine exakte Voraussage eines Emissionsfaktors für die Elektromobilität möglich ist. Für jeden Nutzer ist der Emissionsfaktor zudem vom individuellen Strombezug abhängig. Die Analyse der repräsentativen Fahrzeuge im Kap. 7 unterscheidet zwischen einem konventionellen und ­erneuerbaren Strombezug. Für einen konventionellen Strombezug wird der durchschnittliche Emissionsfaktor nach [51] gemäß dem deutschen Strommix berücksichtigt. Für die Bewertung einer Bestandssituation ist eine derartige Durchschnittsbetrachtung bzw. Attributional LCA eine anerkannte Methodik. Zudem spiegelt der angenommene Wert für den deutschen Strommix im Jahr 2030, in etwa einen Emissionsfaktor nach einer Consequential LCA aus [40, 53] wider, soweit für Elektrofahrzeuge eine gesteuerte Beladung wie 26Gemäß

Pariser Abkommen.

158

3  Heutige und zukünftige Treibhausgasemissionen …

auch ein Ausbauanreiz nach dem EEG berücksichtigt wird. In den zitierten Studien wird jedoch ein deutlich höherer durchschnittlicher Emissionsfaktor für den Stromerzeugungsmix in Deutschland von 300 gCO2eq /kWh im Jahr 2030 prognostiziert. Grundsätzlich ist der Emissionsfaktor von der zukünftigen Ausgestaltung des Markt- und Regulierungsdesigns abhängig. Durch Anpassungen könnte es sowohl zu einem deutlich schnelleren erneuerbaren Ausbau wie auch zu einer Unterschreitung der externen Zielvorgabe des EEG kommen (vgl. Abschn. 3.4.2.3). In dieser Abhandlung wird für den Bereich der Elektromobilität davon ausgegangen, dass ein zeitweiser 100 % iger erneuerbarer Strombezug unter Vermeidung von Stromüberschüssen zukünftig möglich sei. Nach den Analysen aus den vorangegangenen Abschnitten ist bei einem solchen Strombezug der Emissionsfaktor der erneuerbaren Stromerzeuger verursachergerecht. Darauf basierend wird bei der Analyse repräsentativer Fahrzeuge im Kap. 7 zwischen den erneuerbaren Strombezugsvarianten – gesteuerter Windstrombezug aus dem öffentlichen Netz und PV-Eigenversorgung – unterschieden. Hierfür werden die Emissionsfaktoren für Wind- (Zukunftsprognosen mit Mittelwert aus On- und Offshore) und PV-Strom aus Tab. 3.7 angenommen. Der Emissionsfaktor von PV-Strom wird ab dem Jahr 2050 auf den Wert des Strommix in Deutschland reduziert (Tab. 3.10). Ohne jegliche Ausbauanreize oder einem erneuerbaren Strombezug führen Elektrofahrzeuge zu einem Anstieg der konventionellen Stromerzeugung – mit den entsprechenden Emissionsfaktoren dieser Erzeuger. In diesem Buch wird deshalb zusätzlich ein Versorgungsfall für Elektrofahrzeuge untersucht, bei dem die Stromversorgung vollständig mittels Gaskraftwerken abgedeckt wird. Für diese Kraftwerke wird ein Emissionsfaktor von 430 gCO2eq /kWh angenommen (vgl. Tab. 3.7). 

Der durchschnittliche Emissionsfaktor gemäß dem nationalen Strommix (Attributional LCA), ist nicht für jedes Land bzw. Energiesystem der zutreffende durchschnittliche Emissionsfaktor für die Elektromobilität. Dies gilt insbesondere, wenn das zeitliche Aufkommen der zusätzlichen erneuerbaren Erzeugung und der Ladevorgänge stark variieren. Dies kann bei einer PV-geprägten erneuerbaren Erzeugung in einem zusammenhängenden Energiesystem der Fall sein, wenn die Ladevorgänge von Elektrofahrzeugen verstärkt in den Abend- und Nachtstunden auftreten (vgl. Abb. 3.3). Grundsätzlich ist der Emissionsfaktor von Strom vom zeitlichen Aufkommen des Strombezugs abhängig. Die Höhe des Emissionsfaktors wird auch davon beeinflusst, ob durch den Strombezug ein zusätzlicher Ausbau erneuerbarer Stromerzeugungsanlagen (Ausbauanreiz) erfolgt. Der Umfang des erneuerbaren Ausbaus ist davon abhängig, ob dieser nach einer regulatorischen Vorgabe wie dem EEG oder marktwirtschaftlich vonstattengeht. Ohne Ausbauanreiz oder ohne eine Vermeidung von Stromüberschüssen führen Elektrofahrzeuge zu einem Anstieg der konventionellen Stromerzeugung. Der hierfür zutreffende Emissionsfaktor ist davon abhängig, welche konventionellen Kraftwerke im In- und Ausland den Strombedarf von Elektrofahrzeugen decken.

3.5  Well-to-Wheel Emissionsfaktoren je Energieträger Tab. 3.10  Spezifische WTT-Emissionsfaktoren für die Elektromobilität in Deutschland

159

[gCO2eq /kWh]

2016

2030

2050

Windstrom [22, 51]

11

6,5

6,5

PV-Strom [22, 51]

68

26

20

Ø Strommix DE [51]

550

188

20

Ø Erdgasverstromung

/

430

/

Tab. 3.11  WTT-Emissionsfaktor für den Strombezug von Power-to-X und Gastankstellen [gCO2eq /kWh]

2016 [11, 51]

2030 [51]

2050 [51]

Elektrolyse – Windstrom

8,55

8,55

8,55

Tankstellenbetrieb – Deutscher Strommix

550

188

20

3.4.4.2 Synthetische Gase und der Betrieb von Gastankstellen Für die Erzeugung von SNG und Wasserstoff wird ausschließlich ein erneuerbarer Strombezug berücksichtigt. Für die inländische Produktion in Deutschland werden nur Windkraftanlagen in Betracht gezogen. Zukünftig kann davon ausgegangen werden, dass PV- wie auch Windkraft-Anlagen an ausländischen Standorten für die Produktion synthetischer Kraftstoffe genutzt werden. Es wird für alle Betrachtungsjahre der Emissionsfaktor aus dem Jahr 2016 für Windstrom in Deutschland gemäß der Ökobilanz-Software GaBi von 8,55 gCO2eq /kWh berücksichtigt. Er liegt zwischen den Werten aus Tab. 3.7 für Offshore- und Onshore-Windkraftanlagen. Zukünftig werden sinkende Emissionsfaktoren für erneuerbare Erzeuger erwartet, wie in [51] z. B. für das Jahr 2020 gezeigt ist. Photovoltaikanlagen weisen im Vergleich zu Windkraftanlagen höhere Emissionsfaktoren auf. Die für 2030 und 2050 prognostizierten Emissionsfaktoren von SNG und Wasserstoff aus Abschn. 3.3 decken entsprechend nicht alle Strombezugsvarianten und zukünftigen Entwicklungen ab. Für Erdgas- und Wasserstofftankstellen ist der durchschnittliche Emissionsfaktor des deutschen Strommix in den jeweiligen Betrachtungsjahren berücksichtigt (vgl. Tab. 3.11).

3.5 Well-to-Wheel Emissionsfaktoren je Energieträger Die Well-to-Wheel Emissionen setzen sich aus den Well-to-Tank sowie den Tankto-Wheel Emissionen zusammen. Die Well-to-Tank Emissionsfaktoren je Energieträger sind in den Abschn. 3.1 bis 3.4 dargelegt. Die Tank-to-Wheel Emissionsfaktoren von 100 % fossilen Kraftstoffen werden im Abschn. 4.2 gezeigt. Bei diesen Emissionsfaktoren27 handelt es sich um die Kohlenstoffmasse für CO2, CO und HC, bezogen auf den Heizwert der eingesetzten Prüfkraftstoffe.

27TTW-Emissionsfaktoren: 264,54 g CO2 /kWh für Benzin, 267,64 gCO2 /kWh für Diesel und 203,81 gCO2 /kWh für CNG.

160

3  Heutige und zukünftige Treibhausgasemissionen …

Laut dem Umweltbundesamt betrugen die Emissionsfaktoren im Jahr 2014 für Benzin 263,13 gCO2 /kWh, für Diesel 266,50 gCO2 /kWh und für CNG 201,4 gCO2 /kWh [57, S. 23]. Die verwendeten Emissionsfaktoren in dieser Abhandlung gemäß den Prüfkraftstoffen, die für Verbrauchsmessungen der Referenzfahrzeuge durch die Empa verwendet wurden, weichen davon geringfügig ab. „Die Treibhausgasemissionen in CO2-Äquivalenten sind für die direkten Emissionen nur geringfügig höher als die CO2-Emissionen (0,8 bis 1,6 %). Der Beitrag der direkten N2O- und CH4-Emissionen ist demnach gering“ [57, S. 89]. Aufgrund dieser Bewertung wird der Beitrag von N2O- und CH4 für die Tank-to-Wheel-Werte hier vernachlässigt. „Biokraftstoffe verursachen beim Verbrennen im Fahrzeug nahezu gleich viel CO2 wie konventionelle Kraftstoffe – mit dem Unterschied, dass der Kohlenstoff beim Wachstum der Biomasse vorher der Atmosphäre entzogen wurde. Zur Vereinfachung werden daher in den Treibhausgasbilanzen die direkten TTW-Emissionen per Definition Null gesetzt (siehe z. B. EN 16258). Streng genommen entstehen zwar kleinste Mengen anderer verbrennungsbedingter Treibhausgase – diese bleiben aber unberücksichtigt. Bei Biokraftstoffen werden daher nur die herstellungsbedingten Emissionen (WTT-Treibhausgasemissionen) ausgewiesen“ [58, S. 33]. Diese Herangehensweise entspricht der Methodik nach Anlage 1 Biokraft-NachV, bei welcher die Emissionen bei der Nutzung der Biokraftstoffe auf null festgesetzt werden. Dasselbe wie für Biokraftstoffe gilt auch für synthetische Kraftstoffe. Die CO2-Menge, die bei der Nutzung dieser Kraftstoffe anfällt, wird vorher der Atmosphäre – entweder direkt (DAC) oder CO2-reichen Abgasströmen (z. B. Biogasanlagen) – entzogen und mittels Syntheseanlagen zu einem Kraftstoff verarbeitet. Da Wasserstoff- und Elektrofahrzeuge keine direkten THG-Emissionen verursachen, sind lediglich die WTT-Emissionen der betreffenden Energieträger relevant. WTW-Emissionsfaktoren der Energieträger, welche die Summe aus den TTW- und WTT-Werten gemäß Formel 3.4 darstellen, sind in Tab. 3.12 für die verschiedenen Betrachtungsjahre aufgelistet. Diese bilden die Grundlage für die Bewertung jeglicher THG-Emissionen und CO2-Vermeidungskosten der verschiedenen Energieträger, die bei den Technologievergleichen repräsentativer Fahrzeuge im Kap. 7 betrachtet werden. Die spezifischen THG-Emissionen pro Kilometer für repräsentative Fahrzeuge leiten sich aus den WTW-Emissionsfaktoren der Energieträger und den zutreffenden Verbrauchswerten je nach Fahrprofil anhand Formel 3.4 ab. Formel 3.4  Spezifische WTW THG-Emissionen eines PKW, EFPKW,WTW [gCO2eq /km]

EFPKW,WTW =

EFETW × EC EFWTW = EFTTW + EFWTT 100

EC  Energy Consumption/Energieverbrauch je 100 Kilometer [kWh/100 km] EFWTW  WTW-Emissionsfaktor je Energieträger [gCO2eq /kWh] EFTTW  TTW-Emissionsfaktor je Energieträger [gCO2eq /kWh] EFWTT  WTT-Emissionsfaktor je Energieträger [gCO2eq /kWh]

3.5  Well-to-Wheel Emissionsfaktoren je Energieträger

161

Die WTW-Emissionsfaktoren fossiler Kraftstoffe im Jahr 2016 liegen gemäß Tab. 3.12 oberhalb der Werte aus der 37. und 38. BImSchV sowie aus [3]. Die Auswirkungen der jeweiligen WTW-Emissionsfaktoren auf die spezifischen THG-Emissionen (LCA) wie auch auf die CO2-Vermeidungskosten von repräsentativen PKW werden anhand Sensitivitätsanalysen im Kap. 7 gezeigt. Für das Betrachtungsjahr 2030 sind die berücksichtigten WTW-Emissionsfaktoren der Energieträger in Abb. 3.4 dargestellt. Der Emissionsfaktor des Strombezugs von elektrischen Fahrzeugen lag im Jahr 2016 mit 550 gCO2eq /kWh über dem von fossilen Kraftstoffen. Bis zum Jahr 2030 kann erwartet werden, dass dieser den Wert von jeglichen fossilen Kraftstoffen unterschreitet. Geringe Emissionsfaktoren bestehen bei allen erneuerbaren Energieträgern. Den niedrigsten Wert weist Windstrom auf. Tab. 3.12  WTW-Emissionsfaktoren (EF) unterschiedlicher Energieträger [gCO2eq /kWh]

EFWTT JEC 37. u. 38. BImSchV [3] + EFTTW Prüfkraftstoffe

2016

Benzin (TTW: 264,54) 314,2

335,9

325

Diesel (TTW: 267,64)

323,1

342,4

308,9

CNG (TTW: 203,81)

/

249,5

242,8

2030

2050

234

230

SNG-H2

/

32,8

41,1

32,3

28,2

SNG-CH4

/

11,9

61,8

53

49

375,5

/

/

/

H2 Dampfreformierung EE-H2 erneuerbar

/

/

68

37,4

23,2

Biomethan

/

/

42,7

33,9

29,9

188

20

Biodiesel

/

/

64,2

Ethanol

/

/

74,1

Strommix DE

/

siehe UBA Tab. 3.9

550

PV-Strom

/

/

68

26

20

Windstrom

/

/

11

6,5

6,5

Strommix ohne Aus/ bauanreiz – Erdgasverstromung

/

/

430

/

Gewichteter PV-/Wind- / strommix 2016

/

28,7

/

/

162

3  Heutige und zukünftige Treibhausgasemissionen … Benzin

WTW-E MISSIONSFAKTOREN 2 0 3 0

500,0

Diesel 430

SNG-H2

400,0 SPEZ. WTW-EMISSIONEN [g/kWh]

CNG

325,0

SNG-CH4 308,9

H2 erneuerbar

300,0

Biomethan

234,0

Biodiesel

188

200,0

Ethanol Strommix DE

100,0 32,3

53,0

PV-Strom

64,2 74,1 37,4 33,9

26

0,0

Windstrom 6,5

Erdgasverstromung

2030

Abb. 3.4   WTW-Emissionsfaktoren je Energieträger im Jahr 2030

3.6 Treibhausgasemissionen bei der Herstellung und dem Recycling von Fahrzeugen 3.6.1 Referenzfahrzeuge Die Emissionen während der Herstellung sowie beim Recycling (H&R) der Referenzfahrzeuge basieren auf einer Modellierung mit der Ökobilanz-Software GaBi durch die Audi AG [11]. Die Modellierungsergebnisse können in Tab. 3.13 getrennt nach Antriebstechnologie verglichen werden. Das Recycling macht bei den Referenzfahrzeugen in etwa 2 % der Gesamtemissionen aus. Für die Referenzfahrzeuge im Jahr 2016 liegen die spezifischen THG-Emissionen aus der Batterieherstellung und dem -recycling bei 126 kgCO2eq /kWh. Kurzfristig sind durch höhere Nickelanteile und abweichende Peripheriematerialien in der Batterie bereits geringere spezifische Emissionen gegenüber 2016 möglich. Mittelfristig können diese durch höhere Zellkapazitäten weiter reduziert werden. Diese Entwicklungen sind u. a. in [59, S. 10] dargelegt. Die spezifischen Emissionen bei der Batterieherstellung im Jahr 2016 werden anhand einer Metaanalyse im Abschn. 3.6.3 auf Plausibilität geprüft. Zudem werden Zukunftsprognosen für die spezifischen Emissionen bei der Batterieherstellung und dem -recycling aufgezeigt.

3.6  Treibhausgasemissionen bei der Herstellung …

163

Tab. 3.13  Emissionen bei der Herstellung und beim Recycling der Referenzfahrzeuge im Jahr 2016 je Antriebstechnologie, in Anlehnung an [60] Gesamtemissionen [tCO2eq] (spezifische Emissionen bei 200.000 km [gCO2eq /km])

OttoMotor Benzin

Diesel-Motor

Otto-Motor CNG

PHEV – 8,8 kWh Batterie

BEV – 24,2 kWh Batterie

Fahrzeugherstellung 2016

5 (25)

5,4 (27)

5,8 (29)

6 + 1,11 (36)

6,8 + 3,05 (49)

+0,4 (+2)

+0,8 (+4)

+2,1 (+13)

+4,85 (+24)

/ Zusätzliche Emissionen vs. Benzin-Referenzfahrzeug

3.6.2 Studien bezüglich synthetischer Fahrzeuge Wasserstofffahrzeuge werden ausführlich in [62, S. 105] analysiert. In dieser Studie werden für die Herstellung eines Brennstoffzellensystems inkl. einem 5,6 kg Wasserstofftank THG-Emissionen von etwa 3,8 tCO2eq im Jahr 2015 und minimal 1,7 tCO2eq im Jahr 2030 ermittelt.28 In [61] werden auf Basis der Untersuchungen des Institut für Energie- und Umweltforschung Heidelberg (ifeu) Emissionen für Kompaktklasse-PKW je Antriebstechnologie dargelegt. Dafür wurden spezifische Emissionen der Batterieherstellung von 128,85 kg/ kWh angesetzt. Die Modellierung der Fahrzeuge erfolgt gemäß [1]. „Als Beispielfahrzeug wird ein Kompaktklassefahrzeug ähnlich dem VW-Golf bilanziert. Die detaillierte Materialzusammensetzung einzelner Bauteile des Fahrzeugrumpfes wurde auf Basis von Primärdaten von Volkswagen, Studien und eigenen Abschätzungen ermittelt und mit der Materialbilanz nach dem Volkswagen Umweltprädikat abgeglichen“ [1, S. 142]. „Fokus der Bilanzierung der Elektrofahrzeuge sind die gegenüber dem Referenzfahrzeug differierenden Komponenten, insbesondere die Batterie, aber auch weitere Zusatzbauteile. Zur besseren Vergleichbarkeit setzt das Elektrofahrzeug bilanziell auf dem gleichen Fahrzeugrumpf auf wie das konventionelle Fahrzeug“ [1, S. 143]. Der VW Golf bildet das Modelljahr 2010 ab. Für das Benzinfahrzeug werden in [61] THG-Emissionen von ca. 7,06 tCO2eq ermittelt. Die zusätzlichen Emissionen verschiedener Antriebstechnologien im Vergleich zum Benzinfahrzeug sind in Tab. 3.14 gezeigt. Im Vergleich zu den Werten für die Referenzfahrzeuge aus Tab. 3.13 liegen die absoluten Emissionsbeträge aus [61] höher, was anhand der Abweichung beim Fahrzeugmodell und Modelljahr erklärt w ­ erden kann. Lediglich für das BEV besteht kein Unterschied. Im Vergleich zu

28Ablesewert

mit Genauigkeit ± 0,1 t.

164

3  Heutige und zukünftige Treibhausgasemissionen …

Tab. 3.14  Zusätzliche Emissionen der Fahrzeugherstellung und des Recyclings je Antriebstechnologie gegenüber ICEVBenzin , in Anlehnung an [61] Zusätzliche Emissionen ggü. ICEVBenzin [tCO2eq]

ICEV Diesel

PHEV exkl. Batterie

BEV exkl. Batterie

Fahrzeugherstellung & Recycling

+ 0,67

+ 0,82

+ 0,12

einem Benzinfahrzeug werden minimal abweichende Emissionen für Elektrofahrzeuge exkl. Batterie ermittelt. Dies geht ebenfalls aus den Analysen in [63, S. 35] hervor. Hierbei werden virtuelle Fahrzeuge als Stellvertreter für ein bestimmtes Fahrzeugsegment modelliert. Zukünftige Entwicklungen bezüglich der Emissionen während der Herstellung und dem Recycling von PKW werden in [9] untersucht. Folgende Emissionswerte werden für typische Kompaktklassefahrzeuge im Jahr 2030 ohne Berücksichtigung von Leichtbau­ maßnahmen prognostiziert [9, S. 182]: • 5,25 tCO2eq für ICEV und 7 tCO2eq für PHEV (entspricht annäherungsweise den Werten der Referenzfahrzeuge in Tab. 3.13), • 6,75 tCO2eq für FCEV (gleicht in etwa dem Wert eines Wasserstoff-Standardfahrzeuges aus Abb. 3.5, der auf den Analysen in [62, S. 105] basiert), • geringfügig höhere THG-Emissionen für Elektrofahrzeuge im Vergleich zu PHEV (Wert des Referenzfahrzeuges aus Tab. 3.13 liegt höher). Für jegliche elektrischen Fahrzeuge werden spezifische Emissionen bei der Batterieherstellung von 60−73 kgCO2eq/kWh im Jahr 2030 unterstellt [9, S. 174]. Bis zum Jahr 2050 wird für einen mittleren BEV prognostiziert, dass gegenüber 2030 eine weitere THG-Einsparung von 21 % möglich ist, wovon 12 % auf die Verbesserung in der Akkutechnologie zurückzuführen sind. Der restliche Reduktionsbetrag von 9 % ist auf einen veränderten Strommix bei den Produktionsprozessen zurückzuführen [9, S. 183]. In [9, S. 182] wird zudem die Auswirkung von Leichtbaumaßnahmen29 untersucht. Anhand der Berechnungsergebnisse zeigt sich, dass solche Maßnahmen hohe THG-Emissionen verursachen – bis zu 3,25 tCO2eq.30 Entsprechend könnten Leichtbaumaßnahmen trotz verbesserten Strommix in den Produktionsprozessen zukünftig zu ­steigenden THG-Emissionen bei der Fahrzeugherstellung führen.

29Insbesondere 30Ablesewerte

von Aluminium und CFK in der Karosserie. mit Genauigkeit ± 0,1 t.

3.6  Treibhausgasemissionen bei der Herstellung …

165

3.6.3 Spezifische THG-Emissionen der Batterieherstellung Die spezifischen THG-Emissionen bei der Batterieherstellung aus Abschn. 3.6.1 werden im Folgenden anhand der Metaanalyse in [64] auf Plausibilität geprüft. Eine Gegenüberstellung der betrachteten Studienergebnisse aus dieser Metaanalyse zeigt Tab. 3.15. Es wird eine große Bandbreite von Studienergebnissen bezüglich der spezifischen Emissionen bei der Batterieherstellung von 30–494 kg/kWh deutlich. Umfang und Methodik variieren allerding bei den einzelnen Studien. Die Studienergebnisse bilden Lebenszyklusanalysen entweder nach einem bottom-up oder top-down Ansatz ab. Bei ersterem werden die Emissionen bzw. der Energieeinsatz jedes Prozessschrittes von Einzelkomponenten betrachtet und diese aggregiert. Im Gegensatz dazu werden bei einer top-down Analyse die Gesamtemissionen einer Anlage ermittelt und diese den verschiedenen Prozessen zugeordnet. Es werden mit der letzteren Methodik höhere Emissionen meist um den Faktor zwei und mehr vorgefunden, was auf die Berücksichtigung des Hilfsenergieeinsatzes zurückgeführt wird, jedoch auch auf die Möglichkeit einer doppelten Emissionsanrechnung [64]. Viele der Studien in der Metaanalyse basieren auf wenigen Primärdaten der Emissionsinventare. Dadurch besteht ein hoher Grad an Unsicherheit, ob die ermittelten Werte die Vielzahl an Batteriehersteller ausreichend abdecken [64, 65]. Die Gesamtemissionen bei der Batterieproduktion sind zum einen von der Materialzusammensetzung der Batterie abhängig, wie z. B. dem Einsatz von seltenen Erden. Viele Studien zeigen jedoch, dass der Großteil der Emissionen aus dem Stromeinsatz beim Produktionsprozess stammen. In der Metaanalyse werden diese Emissionen auf etwa die Hälfte der Gesamtemissionen der Batterieproduktion beziffert.31 Ein großer Teil der Zellfertigung erfolgt heute in Ostasien (China, Japan und Korea) sowie in den USA [65, S. 46]. Die meisten Lithium-Ionen-Batterien für Elektrofahrzeuge in Europa wurden 2016 in Japan und Südkorea hergestellt, wo etwa 25–40 % der Stromerzeugung aus Kohle stammt [64]. Der Emissionsfaktor der Stromerzeugung in diesen Ländern ist etwas höher als in Europa und Deutschland. Die Emissionsfaktoren der Stromerzeugung für relevante Orte der weltweiten Batteriezellfertigung sind in [65, S. 46] dargelegt. In der Regel werden in den Studien der Metaanalyse weder das Recycling der Batterien noch ein Second-Life Einsatz als Stromspeicher betrachtet, beides kann jedoch den CO2-Fußabdruck deutlich beeinflussen. Nach [59, S. 39] liegt der Anteil des Recyclings an den Gesamtemissionen mittels Pyrometallurgie bei etwa 7,7–10,3 % (15 kgCO2eq /kWh).

31Detaillierte Analysen enthält [65, S. 42–49] – für die heutige Zellfertigung wird ein Energiebedarf von 11 kWh/kg bei einer Energiedichte von 115 Wh/kg angenommen (ca. 100 kWhel je Kilowattstunde Batteriekapazität). „Bereits heute ist nach Angaben von VW bei hoher Produktionsauslastung und in einem eingeschwungenen Serienprozess ein Stromverbrauch von 50 kWhel pro kWh Batterie (bei einer Energiedichte von 115 Wh/kg) erreichbar“ [65, S. 44].

Year

2017

2017

2017

2017

2016

2016

2016

2016

2016

2015

2011

Authors

Messagiea

Hao et al.b

Romare & Dahllöfc

Wolfram & Wiedmannd

Ambrose & kendale

Dunn et al.f

Ellingsen, Singh, & Strømmang

Kim et al.h

Peters et al.i

Nealer, Reichmuth, Anairj

Majeau-Bettez, Hawkins, & Strömmank

200–250

73

110 (average)

140

157

30–50

194–494

106

150–200

96–127

56

(Fortsetzung)

Uses combined bottom-uo and top-down approach. Different battery chemistries can have significantly different effects

Finds that BEVs create 50 % less GHGs on a per-mile basis than comparable ICEs, and manufacturing (in U. S.) is 8–12 % of life-cycle emissions

Reveals significant variety in carbon intersities reported across literature based on methodology and chemistry

Study based on a Ford Focus BEV using real factory data. Total manufacturing of BEV creates 39 % more GHGs than a comparable ICE car

BEVs of all sizes are cleaner over a lifetime than conventional vehicles, although it may require up to 70,000 km to make up the manufacturing „debt.“

Uses bottom-up methodology, with U. S. electricity used for manufacturing

Use top-down simulation to determine GHG emissions for electric vehicle manufacturing and use. Manufacturing process energy represents 80 % of battery emissions. Assumes manufacturing grid representative of East Asia

Models life-cycle emissions of various powertrains in Australia. Manufacturing inverntories come primarily from ecoinvent database

Reviews literature, concluding manufacturing energy contributes at least 50 % of battery life-cycle emissions.Assumes battery manufacturing in Asia

Uses China grid for battery manufacturing. Finds substantial differences between battery chemistries. Batteries produced in U. S. create 65 % less GHGs

Assumes vehicle with 30 kWh battery constructed in the European Union, finding that BEVs will have lower life-cycle emissions than a comparable diesel vehicle when operated in any country in Europe

Battery produc- Additional notes tion emissions [kg CO2/kWh]

Tab. 3.15  Studienvergleich zu Emissionen bei der Batterieherstellung [64]

166 3  Heutige und zukünftige Treibhausgasemissionen …

bHan

Messagie, „Life Cycle Analysis of the climated impact of Electric Vehicles,“ Vrije Universiteit Brussel, Transport & Environment, 2016. Hao, Zhexuan Mu, Shushua Jiang, Zongwei Liu, & Fuquan Zhao, „GHG Emssions from the Production of the Lithium-Ion Batteriers for Electric Vehicles in China,“ Tsinghua University, 2017. cMia Romare & Lisbeth Dahllöf, „The Life Cycle Energy Consumption and Greenhouse Gas Emissions from Lithiu-Ion Batteries,“ IVL Swedish Environmental Research Institute, 2017. dPaul Wolfram & Thomas Wiedmann, „Elecctrifying Australian transport: Hybrid life cycle analysis of a transition to electric light-duty vehicles and renewable electricity,“ Applied Energy, 2017, 206, 531–540. eHanjiro Ambrose & Alissa Kendall, „Effects of battery chemistry and performance on the life cycle greenhouse gas intersity of electric mobility,“ Transportation Research Part D: Transport and Environment, 2016, 47, 182–194. fJennifer Dunn, Linda Gaines, Jarod Kelly, & Kevin Gallagher. „Life Cycle Analysis Summary for Automotive Lithium-Ion Battery Production and Recycling,“ Argonne National Laboratory, 2016. gLinda Ager-Wick Ellingsen, Bhawna Singh, & Anders Strømman, „The size and range effect: lifecycle greenhouse gas emissions of electric vehicles,“ Environmental Research Letters, 2016,11 (5). hHyung Chul Kim, Timothy Wallington, Renata Arsenault, Chulheung Bae, Suckwon Ahn, & Jaeran Lee, „Cradle-to-Gate Emissions from a Commercial Electric Vehicle Li-Ion battery: A Comparative Analysis,“ Environmental Science & Technology, 2016, 50 (14), 7715–7722. iJens Peters, Manuel Baumann, Benedikt Zimmermann, Jessica Braun, & Marcel Weil, „The environmental impact of Li-Ion batteries and the role of key parameters – A review,“ Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2017, 67, 491–506. jRachael Nealer, David Reichmuth, & Don Anair, „Cleaner Cars from Cradle to Grave,“ Union of Concerned Scientists, 2015. kGuillaume Majeau-Bettez, Troy R. Hawkins, & Anders Hammer Strömman, „Life Cycle Environmental Assessment of Lithium-Ion and Nickel Metal Hydride Batteries for Plug-In hybrid and Battery Electric Vehicles,“ Norwegian University of Science and Technology (NTNU).

aMaarten

Note: GHG = greenhouse gas, BEV = battery electric vehicle, ICE = internal combustion engine

Tab. 3.15  (Fortsetzung)

3.6  Treibhausgasemissionen bei der Herstellung … 167

168

3  Heutige und zukünftige Treibhausgasemissionen …

Nach Modellierungen in [65] verursacht die heutige Herstellung der Batterien Treibhausgasemissionen von etwa 145 kg/kWh. In [61] werden spezifische THG-Emissionen der Batterieherstellung von 128,85 kg/kWh angesetzt. In [64, S. 10] werden zukünftige Minderungspotenziale der spezifischen THG-Emissionen aus Herstellung und Recycling von Batterien aufgezeigt. Beispielsweise wird durch die Veränderung des für den Stromeinsatz zutreffenden Emissionsfaktors eine Verringerung des CO2-Fußabdrucks der Batterie um 17 % bis 2030 unterstellt. Zusammen mit zukünftigen Maßnahmen im Materialrecycling und einer höheren Energiedichte wird eine Einsparung der spezifischen Emissionen um mehr als ein Drittel abgeschätzt. In [65] werden für 2030 spezifische THG-Emissionen bei der Batterieherstellung von 67,5 kg/kWh prognostiziert. Für das Jahr 2050 werden in [9, S. 291–292] spezifische Emissionen eines beispielhaften LiS-Akkus – als Post-Lithium-Ionen-Technologie – von etwa 32,3 kg/ kWh ermittelt, wovon der größte Anteil mit 65 % aus der Herstellung des metallischen Lithiums stammt. Kommentar Da die Emissionen der Batterieherstellung maßgeblich vom Stromeinsatz beeinflusst werden, sollten Produktionsstätten vor allem in Ländern mit vorwiegend erneuerbarer Stromerzeugung aufgebaut werden. Aufgrund des energieintensiven Produktionsprozesses sind zudem Standorte mit geeigneten Bedingungen für eine kostengünstige erneuerbare Stromerzeugung zu bevorzugen, um die Wettbewerbsfähigkeit zu gewährleisten. Analysen zu den weltweit optimalen Standorten einer erneuerbaren Stromproduktion für synthetische Kraftstoffe sind im Abschn. 6.5.2.532 enthalten. In der EU weisen beispielsweise Spanien und Dänemark sehr gute Bedingungen auf. Diese Länder bieten sich auch als Produktionsstätten von Batterien an.

3.6.4 Standardfahrzeuge Für Standardfahrzeuge werden die Werte der Referenzfahrzeuge aus Tab. 3.13 für das Benzin-, Diesel- und CNG-Modell sowie für ein PHEV exkl. Batterie angenommen. Die Emissionen eines HEV exkl. Batterie werden vereinfacht analog zu einem PHEV exkl. Batterie berücksichtigt. Die Differenz zum Benzinmodell beträgt hierbei 1 tCO2eq. Das Elektro- und Benzin-Referenzfahrzeug unterscheiden sich im Fahrzeugmodell. Zudem stammen beide von unterschiedlichen Herstellern (Audi A3 ggü. VW Golf). Daher wird für die Betrachtung von Standardfahrzeugen der Wert von BEV exkl. Batterie aus Tab. 3.14 unterstellt. Für Wasserstofffahrzeuge werden die Emissionen eines Brennstoffzellensystems gemäß den Analysen in [62, S. 105] berücksichtigt. Es wird zur Vereinfachung angenommen, dass diese zusätzlich zu den Emissionen eines BEV exkl. Batterie anfallen.

32Vgl. Abb.

6.10.

3.6  Treibhausgasemissionen bei der Herstellung …

169

Für alle elektrischen Standardfahrzeugmodelle werden die THG-Emissionen bei der Batterieherstellung in Abhängigkeit der Speicherkapazität berücksichtigt. Für das Jahr 2030 wird gegenüber 2016 basierend auf den Potenzialen in [64] von einer Reduktion der spezifischen Emissionen bei der Batterieherstellung um ein Drittel ausgegangen. Für das Jahr 2050 wird anhand des Prognosewertes aus [9] für eine beispielhafte LiS-Batterie eine Reduktion gegenüber 2016 um 75 % angenommen. Auf Basis der Angaben in [9, S. 182–183] zu den Emissionen von Kompaktklasse-PKW in den Jahren 2030 und 2050 und zu potentiellen Auswirkungen von Leichtbaumaßnahmen werden keine zukünftigen Veränderungen der Emissionen aus Herstellung und Recycling unterstellt. Es werden lediglich zukünftige Veränderungen der spezifischen THG-Emissionen bei der Herstellung und dem Recycling von Batterien und Brennstoffzellensystemen berücksichtigt. In Tab. 3.16 sind die zusätzlichen Emissionen für Standardfahrzeuge mit elektrischem Antrieb einem Benzin-Standardfahrzeug gegenüber gestellt. Die absoluten Emissionsbeträge von BEV und PHEV sowie die anteiligen Emissionen aus der Batterieherstellung und dem -recycling sind in Abb. 3.5 gezeigt. Trotz eines Rückgangs der spezifischen Emissionen aus der Batterieherstellung zeigt sich ein zu erwartender Anstieg der gesamten THG-Emissionen bei der Herstellung eines BEV bis 2030. Der Grund liegt in einem Anstieg der durchschnittlichen Speicherkapazität der Batterien bzw. der Reichweite. Spezifische Gesamtemissionen pro Kilometer, die aus der Herstellung und dem Recycling von Standardfahrzeugen in den jeweiligen Betrachtungsjahren resultieren, sind in Abb. 3.6 dargestellt. Dabei handelt es sich um die Gesamtemissionen in tCO2eq, bezogen auf eine Gesamtfahrleistung – bei Standardfahrzeugen 200.000 km. Die THG-Emissionen der Standardfahrzeuge stellen lediglich Annäherungswerte dar, in etwa treffen sie auf Kompaktklassefahrzeuge zu – auf Basis eigener Berechnungen und Literaturauswertungen. Die Werte bilden die Unterschiede zwischen den Antriebstechnologien ungefähr ab. Unter der Voraussetzung, dass weltweit bis 2050 die Tab. 3.16  Standardfahrzeug-Spezifikationen – Zusätzliche Emissionen bei der Fahrzeugherstellung und beim Recycling gegenüber dem Benzin-Modell CO2eq-Emissionen Zusätzliche Emis- Zusätzliche Emis- Zusätzliche Emis- Zusätzliche Emisvs. Benzinsionen PHEV sionen HEV sionen BEV sionen HFCEV Standardfahrzeug

Fahrzeugherstellung 2016

+1 t + 0,126 t/ kWh

+1 t + 0,126 t/ kWh

+0,12 t + 0,126 t/ kWh

+3,8 t + 0,12 t  + 0,126 t/kWh

Fahrzeugherstellung 2030

+1 t + 0,084 t/ kWh

+1 t + 0,084 t/ kWh

+0,12 t + 0,084 t/ kWh

+1,7 t + 0,12 t  + 0,084 t/kWh

Fahrzeugherstellung 2050

+1 t + 0,032 t/ kWh

+1 t + 0,032 t/ kWh

+0,12 t + 0,032 t/ kWh

+1,7 t + 0,12 t  + 0,084 t/kWh

170

3  Heutige und zukünftige Treibhausgasemissionen …

A NTEIL

DER

B ATTERIEHERST ELLU NG &R ECYCLING

FAHRZEUGHERSTELLUNG&RECYCLING EXKL. BATTERIE

BATTERIEHERSTELLUNG & RECYCLING

5,11 t

3,71 t

1,81 t

5,12 t

5,12 t

5,12 t

BEV 2 0 1 6

BEV 2 0 3 0

BEV 2 0 5 0

0,97 t

0,98 t

6,00 t

6,00 t

6,00 t

P H EV 2 0 16

P H EV 2 0 30

P H EV 2 0 50

0,35 t

Abb. 3.5   CO2eq-Emissionen bei Herstellung & Recycling von batterie-elektrischen und Plug-in-Hybrid Standardfahrzeugen

45,5 g/km 34,7 g/km 34,3 g/km

CNG

34,9 g/km 34,6 g/km 34,2 g/km

29,0 g/km 29,0 g/km 29,0 g/km

CNGMONO

34,9 g/km 34,6 g/km 34,2 g/km

29,0 g/km 29,0 g/km 29,0 g/km

30,0 g/km

27,0 g/km 27,0 g/km 27,0 g/km

40,0 g/km

25,0 g/km 25,0 g/km 25,0 g/km

50,0 g/km

32,9 g/km 32,6 g/km 32,0 g/km

2050

30,9 g/km 30,6 g/km 30,0 g/km

2030

34,9 g/km 34,9 g/km 31,7 g/km

2016

34,6 g/km

60,0 g/km

44,2 g/km 51,1 g/km

SPEZIFISCHE EMISSIONEN FAHRZEUGHERSTELLUNG&RECYCLING BEI 200.000 KM

20,0 g/km 10,0 g/km 0,0 g/km BENZIN

DIESEL

BEV

PHEV

HEV BENZIN HEV DIESEL

HEV HEV CNG CNGMONO

HFCEV

Abb. 3.6   Spezifische CO2eq-Emissionen bei Herstellung & Recycling der Standardfahrzeuge

Materialbereitstellungsprozesse optimiert werden und die Nutzung erneuerbarer Energien stark ansteigt, ist eine deutliche Absenkung der THG-Emissionen während der Fahrzeugherstellung und dem Recycling möglich [9, S. 183]. Da dies hier keine Berücksichtigung findet, wird der Einfluss dieser Emissionen bei den Zukunftsprognosen der Standardfahrzeuge vermutlich überbewertet. Anhand Sensitivitätsanalysen wird deshalb der Einfluss der Emissionen aus Herstellung und Recycling auf die gesamten THG-Emissionen (LCA) wie auch auf die CO2-­Vermeidungskosten im Kap. 7 dargelegt.

3.6  Treibhausgasemissionen bei der Herstellung …

171

3.6.5 Differenzierung nach der Fahrzeugklasse bzw. dem -gewicht Die THG-Emissionen während der Herstellung und dem Recycling der Referenz- wie auch der Standardfahrzeuge stellen im Vergleich zu den Analysen in [61, 63] ein niedriges Niveau für Kompaktklassefahrzeuge im Jahr 2016 dar. Da das Benzin-Referenzfahrzeug, mit einem Leergewicht von 1295 kg, dem Mittelwert der Leistungsklasse 81–100 kW von 1320 kg nahekommt, ist die Verwendung als Standardfahrzeug praktikabel. Für kleinere und größere Fahrzeugklassen werden in [61] gemäß dem Fahrzeuggewicht und dem Materialeinsatz Skalierungsfaktoren angewandt. Dies beruht darauf, dass nach [1, S. 142] trotz relevanter Unterschiede im Gesamtgewicht nur geringe Unterschiede zwischen den Fahrzeugkategorien hinsichtlich der Materialzusammensetzung angenommen werden. Unterschiede in der Materialzusammensetzung des Fahrzeugrumpfes von PKW können u. a. durch den höheren Einsatz von Leichtbaumaterialien in größeren Fahrzeugen zustande kommen. Daher berücksichtigen die Skalierungsfaktoren in [61] unterschiedliche Aluminium- und Stahlanteile je Fahrzeugklasse. Die Skalierungsfaktoren entsprechen [66]: • • • • •

Mini 70 %, Kleinwagen 85 %, Kompaktklasse 100 %, Mittelklasse 115 %, Oberklasse 140 %.

In Abb. 3.7 ist die Bandbreite des Leergewichts von Benzinfahrzeugen aus dem Jahr 2016 basierend auf der Analyse aus Abschn. 2.4.1 dargestellt. Die Darstellung zeigt, dass das Leergewicht für höhere Leistungsklassen ggü. einem durchschnittlichen Kompaktklassefahrzeug mit 81-100 kW über die Bandbreite dieser Skalierungsfaktoren hinaus ansteigt. Dies stellt einen der Gründe dar, warum eine einheitliche Zuordnung von Skalierungsfaktoren auf eine Fahrzeugklasse nicht sinnvoll ist. Die Emissionen aus Herstellung und Recycling sind individuell für jedes Fahrzeug und jedem Hersteller entsprechend dem Material- und Energieeinsatz zu bestimmen. Aufgrund der Abhängigkeit vom Fahrzeuggewicht besteht für kleinere Fahrzeuge und Leistungsklassen diesbezüglich eine Tendenz zu geringeren Emissionen. Kommentar Aufgrund des hohen Anteils an den gesamten THG-Emissionen (LCA) von PKW – insbesondere, wenn erneuerbare Energieträger eingesetzt werden – ist es erforderlich, dass die individuellen THG-Emissionen während der Herstellung und dem Recycling der Fahrzeuge Berücksichtigung bei der Bewertung von Automobilen finden.

172

3  Heutige und zukünftige Treibhausgasemissionen …

Abb.  3.7   Bandbreite des Leergewichts von Benzinfahrzeugen 2016 inkl. 25 und 75 % Quantil

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3  Heutige und zukünftige Treibhausgasemissionen …

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4

Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen sowie aus Kundensicht – der Willans-Ansatz

4.1 Das Reglementarische Messverfahren Der Tank-to-Wheel-Verbrauch verbrennungsmotorischer Fahrzeuge, der Battery-to-Wheel-Verbrauch elektrischer Fahrzeuge oder die Kombination bei hybriden Fahrzeugen beinhaltet den energetischen Verbrauch eines chemischen Energieträgers und/ oder von Elektrizität ab einem stationären Energiesystem. Im Fall chemischer Energieträger stellt die Tankstelle das letzte Element des stationären Energiesystems dar – bei der elektrischen Energieversorgung das Stromnetz (Steckdose). Das heißt, der Eigenverbrauch der Ladegeräte für Elektrofahrzeuge ist im Battery-to-Wheel-Verbrauch integriert. Dies entspricht dem für die Zulassung von Elektrofahrzeugen in Europa vorgegebenen Verfahren. Tank-to-Wheel- bzw. Battery-to-Wheel-Verbräuche eignen sich nur, um Fahrzeuge mit gleichen Antriebskonzepten zu vergleichen, da die Energiebereitstellung unterschiedlicher Antriebskonzepte sehr verschieden sein kann. Sollen solche Antriebskonzepte verglichen werden, sollten entweder Well-to-Wheel-Verbräuche (WtW) verwendet werden, die die Energiebereitstellung berücksichtigen oder – wie in dieser Studie vorgenommen – Lebenszyklusemissionsdaten (LCA-Daten) eingesetzt werden, wodurch auch die Herstellung und Entsorgung der Fahrzeuge berücksichtigt ist. Bis Herbst 2017 wurde für neue Typengenehmigungen das NEFZ-Messverfahren (ECE-R101) angewandt. Seither gilt das WLTP-Verfahren (UN/ECE GTR15). Im Wesentlichen beinhaltet es eine realistischere Bestimmung von Fahrwiderstand und Fahrzeugmasse, ein repräsentativeres Fahr- und Schaltprofil sowie Verbesserungen in messtechnischen Details [1]. In beiden Messverfahren sind Zusatzverbraucher wie Licht, Heizung oder Klimaanlage während der Prüfung ausgeschaltet und somit nicht im ­Verbrauchsergebnis berücksichtigt.

© Springer Fachmedien Wiesbaden GmbH, ein Teil von Springer Nature 2019 M. Zapf et al., Kosteneffiziente und nachhaltige Automobile, https://doi.org/10.1007/978-3-658-24060-8_4

179

180

4  Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen …

Abb. 4.1   Offizielles Fahrprofil – WLTP-Messverfahren, Klasse 3–2

Tank-to-Wheel- oder Battery-to-Wheel-Verbräuche werden typischerweise in einem Fahrzeuglabor während dem Abfahren eines bestimmten Fahrprofils unter definierten Bedingungen ermittelt. Dies erlaubt hohe Wiederhol- und Vergleichsgenauigkeiten innerhalb eines oder auch zwischen verschiedenen Labors. Für die Fahrzeugzulassung wird ein vorgegebenes Fahrprofil abgefahren (vgl. Abb. 4.1). Ist das Prüffahrzeug mit einem mechanischen Getriebe ausgerüstet, werden die Schaltpunkte abhängig von vorgegebenen Antriebs- und Fahrzeugspezifikationen festgelegt. Für Labormessungen wird das Fahrzeug auf einem Rollenprüfstand in einer klimatisch konditionierten Kammer aufgebaut, der die träge Masse des Fahrzeugs sowie die Fahrwiderstände elektrisch nachbildet. Damit wird sichergestellt, dass der Antriebsstrang während der Fahrten auf dem Prüfstand die gleichen Leistungen erbringen muss, wie bei entsprechenden Fahrten auf der Straße. Die Umgebungsluft wird auf einer konstanten Temperatur gehalten (WLTP-Verfahren: 23 ± 3 °C). Während das Fahrzeug auf der Straße vom Fahrtwind gekühlt wird, erfolgt dies im Labor durch ein geschwindigkeitsgeregeltes Kühlgebläse. Der Fahrzeugauspuff wird mit einer Verdünnungsanlage verbunden, die das Abgas mit aufbereiteter Luft auf einen konstanten Volumenstrom verdünnt. Ein proportionaler Teilstrom des verdünnten Abgases wird in Sammelbeutel geleitet. Der Verdünnungsfaktor liegt typischerweise zwischen 10 und 20. Damit wird die Kondensation von Wasser sowie die Reaktion von Abgasverbindungen im Sammelbeutel verhindert (Abb. 4.2). Durch die Verdünnung auf einen konstanten Volumenstrom ist die Bestimmung des Volumens des verdünnten Abgases während einer Abgasmessung neben der Temperatur und dem Druck nur von der Zeit abhängig. Die Konzentration der Abgaskomponenten im Sammelbeutel entspricht der mittleren Konzentration des gesamten verdünnten Abgases. Unter Berücksichtigung entsprechender Dichten und Verdünnungsverhältnisse können die einzelnen Abgasmassenemissionen bestimmt werden.

4.1  Das Reglementarische Messverfahren

181

Abb. 4.2   Versuchsaufbau zur Ermittlung von Abgas- und Verbrauchswerten von Personenwagen im Labor

Der Kraftstoffverbrauch wird dabei nicht durch eine direkte Messung, sondern anhand der Kohlenstoffbilanz berechnet. Dabei wird die Summe des in den Abgaskomponenten Kohlendioxid (CO2), Kohlenmonoxid (CO) und Kohlenwasserstoffe (HC) gebundenen Kohlenstoffs (C) durch den Kohlenstoffmasseanteil (Carbon Weight Fraction, CWF) des Kraftstoffs und die Kraftstoffdichte (ρ) dividiert, was den volumetrischen Kraftstoffverbrauch (FC) gemäß Formel 4.1 ergibt. Formel 4.1  Fuel Consumption bzw. Kraftstoffverbrauch, FC [l/100 km] bzw. [m3/100 km]

FC =

1 ρFuel

×

 1 100  × × HC × CWFHC + CO × CWFCO + CO2 × CWFCO2 CWFFuel 1000

ρFuel  Kraftstoffdichte bei 15 °C [kg/dm3] bzw. [kg/m3] CWFFuel  Kohlenstoffmassenanteil des Kraftstoffs [–] CWFHC  Kohlenstoffmassenanteil der HC-Emission [–] CWFCO  Kohlenstoffmassenanteil der CO-Emission [–] CWFCO2  Kohlenstoffmassenanteil der CO2-Emission [–] 100 1000  Umrechnungsfaktor von 1 auf 100 km und von g auf kg

182

4  Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen …

4.1.1 Verbrauchsberechnung verbrennungsmotorischer Fahrzeuge Die Genauigkeit der Verbrauchsermittlung verbrennungsmotorischer Fahrzeuge hängt einerseits von der Genauigkeit der Abgasmessung wie auch von der Genauigkeit der Stoffwerte des Kraftstoffs (vor allem des Kohlenstoffmassenanteils CWFFuel und der Kraftstoffdichte ρFuel) ab. Die analytischen Fehler bei der Verbrauchsbestimmung werden typischerweise in Ringversuchen ermittelt. Diese liegen heute im Bereich von 1–3 %. Bei den Kraftstoff-Stoffwerten sind jedoch auch größere Abweichungen möglich, insbesondere bei CNG-Fahrzeugen. Während sowohl das frühere NEFZwie auch das aktuelle WLTP-Messverfahren für flüssige Kraftstoffe repräsentative CWFFuel-Werte vorgibt und bei der Kraftstoffdichte ρFuel die Verwendung der tatsächlichen Werte verlangt, ist dies für CNG nicht der Fall. Dadurch können erhebliche Fehler bei der Berechnung volumetrischer oder energetischer Verbrauchswerte resultieren. Als Referenzkraftstoffe für die Abgas- und Verbrauchsmessung im Zusammenhang mit der Fahrzeugzulassung werden in der von der UN/ECE GTR15-Abgasrichtlinie vier verschiedene CNG-Qualitäten zur Auswahl gestellt (vgl. Tab. 4.1). Für eine Zulassung in Europa müssen nur die beiden CNG-Qualitäten G20 und G23 vermessen werden. Da der Inertgasanteil des G23-Kraftstoffs bei der Berechnung nicht berücksichtigt wird, ergeben sich mit beiden Kraftstoffen sehr ähnliche Verbrauchswerte. Für die Verbrauchsermittlung von CNG-Fahrzeugen schreiben das NEFZ- und das WLTP-Messverfahren generell einen CWFFuel-Wert von 0,749 und eine Kraftstoffdichte ρFuel bei 15 °C von 0,654 kg/m3 vor. Der CWFFuel-Wert von 0,749 stimmt mit dem Kraftstoff G20 überein. Wird dieser Wert beim Kraftstoff G23 eingesetzt, resultiert eine G20-äquivalente Tab. 4.1  Kennwerte verschiedener CNG-Kraftstoffe NormG20 Kennwerte Methan

100

Ethan

–

C3-Kohlenwasserstoffe

–

C4-Kohlenwasserstoffe

–

K-Gas

G25

J-Gas

CNGreal H-Gas

≥88

86 ± 2

≥85

91,6

≤7

≤5 –

– – –

Summe C3 + C4

–

–

–

≥C5-Kohlenwasserstoffe

–

≤0,2

–

Inertgase (N2, CO2)

–

≤4.5

14 ± 2

[Mol-%]

4,8

[Mol-%]

0,7

[Mol-%]

≤4

0,1

[Mol-%]

–

[Mol-%]

≤0,1

0,3

[Mol-%]

2,5

[Mol-%]

0,767

0,725

[1]

≤10

≤6

≤8

≤1,0a

CWF

0,749

0,749 0,729

0,583

Dichte (15 °C)

0,654

0,679 0,757

0,750

0,818

0,744

[kg/m3]

Heizwert Hi

–

50,0

38,9

49,0

47,0

[MJ/kg]

ainkl.

andere Gase

47,5

4.1  Das Reglementarische Messverfahren

183

Verbrauchsangabe, was zwar vereinfachend für das Zulassungsverfahren ist, aber ungenau mit Blick auf den tatsächlich verwendeten Kraftstoff. Die vorgegebene Kraftstoffdichte ρFuel von CNG basiert nach Formel 4.2 auf dem Mittelwert der CNG-Kraftstoffqualitäten G20 (100 % Methan) mit einer tatsächlichen Dichte bei 15 °C von 0,679 kg/m3 und G23, einem Gasgemisch mit 92,5 % Methan und 7,5 Vol-% Stickstoff mit einer tatsächlichen Dichte bei 15 °C von 0,717 kg/m3, wobei der Inertgasanteil von umgerechnet 12,4 Masse-% abzuziehen ist. Formel 4.2  Kraftstoffdichte von CNG bei 15 °C, ρCNG (15°C) [kg/m3]     ρCH4 (15 ◦ C) + 0,925 × ρCH4 (15 ◦ C) + 0,075 × ρN2 (15 ◦ C) × 1 − xInertgas ρCNG(15 ◦ C) = 2 ρ  Dichte [kg/m3] CH4  Methan (Molmasse: 16,043 g/Mol; Dichte (15 °C): 0,679 kg/m3) [–] N2  Stickstoff (Molmasse: 28,014 g/Mol; Dichte (15 °C): 1,185 kg/m3) [–] xInertgas  Inertgasanteil (0,876) [–] Die gemäß NEFZ- und WLTP-Messverfahren für offizielle Verbrauchsmessung anzuwendenden Norm-Kennwerte des Kohlenstoffmassenanteils CWFFuel und der Kraftstoffdichte ρFuel entsprechen somit nicht den tatsächlichen Stoffwerten der vorgeschriebenen Referenzkraftstoffe (vgl. Tab. 4.1), wenn reales CNG verwendet wird. Setzt man für die Verbrauchsbestimmung die im WLTP-Messverfahren vorgegebenen Norm-Kennwerte an (CWFFuel von 0,749 und ρFuel von 0,654 kg/m3), resultieren teilweise große Abweichungen gegenüber der Verwendung der tatsächlichen Werte. Diese Abweichungen sind in Abb. 4.3 dargestellt. Wird beispielsweise der volumetrische Verbrauch eines CNG-Fahrzeugs anhand der Norm-Kennwerte berechnet, resultiert im Vergleich zur Berechnung mit den tatsächlichen Stoffwerten ein fiktiver Mehrverbrauch von 3,8 %. Die im Rahmen der Fahrzeugzulassung ermittelten volumetrischen Verbräuche dienen lediglich zur Information. Die rechtlich relevanten CO2-Emissionen sind durch

Abb. 4.3   Abweichung der Verbrauchsberechnung im WLTP-Verfahren anhand der vom Reglement vorgegebenen und der tatsächlichen Stoffwerte

184

4  Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen …

diese Umrechnungen nicht betroffen. Solche Verbrauchsberechnungen können aber eine signifikante Fehlerquelle darstellen, wenn darauf basierend energetische Verbräuche berechnet werden, um diese beispielsweise mit Verbrauchswerte von Fahrzeugen mit anderen Antriebskonzepten zu vergleichen. Im Rahmen des vorliegenden Buches werden zur Berechnung der energetischen Verbräuche von CNG-Fahrzeugen nicht die Norm-Kennwerte, sondern die Stoffwerte des tatsächlich eingesetzten Kraftstoffs verwendet. Je nach Datenquelle können Verbrauchsangaben zudem auf den Angaben des fahrzeugeigenen Bordcomputers basieren. Dies trifft z. T. bei Spritmonitor-Verbrauchsangaben zu. Auch diesen Werten wird normalerweise ein Normkraftstoff zugrunde gelegt. Deshalb wird hier im Falle von Bordcomputerangaben eine Abweichung von 7 % gemäß dem Wert von H-Gas im Jahr 2016 aus Abb. 4.3 für CNG-Fahrzeuge berücksichtigt.

4.1.2 Energiebedarfsberechnung elektrischer Fahrzeuge Für Fahrzeuge mit reinem Elektroantrieb fällt der Aufbau auf dem Rollenprüfstand einfacher aus im Vergleich zu verbrennungsmotorischen Fahrzeugen. Zur Bestimmung des Battery-to-Wheel-Verbrauchs wird nur ein Energiemessgerät zwischen Stromnetz (Steckdose) und dem Ladegerät benötigt. Die für das Laden eines Elektrofahrzeugs ermittelte Energiemenge wird nach Formel 4.3 durch die auf dem Prüfstand im Prüfzyklus gefahrene Strecke dividiert, um den Verbrauchswert zu erhalten. Formel 4.3  Energieverbrauch gemäß WLTP-Prozedur, ECWLTP [Wh/km]

ECNEFZ =

EAC Dtest

NEFZ-Prozedur,

ECWLTP =

ECNEFZ

[Wh/km]

bzw.

EAC PERWLTP

EAC  Bezogene elektrische Energie ab Stromnetz [Wh] Dtest  Während der Prüfung zurückgelegte Distanz (NEFZ) [km] PERWLTP  Pure-Electric Range, elektrische Reichweite (WLTP) [km] Die gesamte Messprozedur ist jedoch etwas aufwendiger als für verbrennungsmotorische Fahrzeuge. Die bisherige (NEFZ-Verfahren) und die neue Prozedur (WLTP-Verfahren) folgen einem ähnlichen Ablauf. Die Einzelschritte weisen aber methodische Unterschiede auf. Begonnen wird mit einem kontrollierten Entladen der Batterie. Im bisherigen NEFZ-Verfahren wird die Batterie bei einer konstanten Geschwindigkeit (70 % der maximalen Geschwindigkeit) entladen, bis entweder 100 km zurückgelegt sind oder die Batterie des Fahrzeugs leer ist. Beim WLTP-Verfahren muss die Batterie gemäß Herstellerangaben komplett entladen werden.

4.1  Das Reglementarische Messverfahren

185

Nach dem kontrollierten Entladen wird die Batterie mit dem vom Hersteller empfohlenen Ladegerät aufgeladen. Die Batterie gilt nach einer Ladezeit von 12 h als vollgeladen. Falls diese Zeit nicht ausreichend ist, kann der Ladevorgang verlängert werden – jedoch nicht länger als die Zeit, resultierend aus dem dreifachen der Batteriekapazität, dividiert durch die Anschlussleistung der Steckdose. Im WLTP-Verfahren gilt die Batterie als vollgeladen, wenn dies durch das fahrzeugeigene Informationssystem so angezeigt wird. Nach dem Ladevorgang werden auf dem Rollenprüfstand die von den Verfahren vorgeschriebenen Fahrprofile gefahren. Das NEFZ-Verfahren schreibt vor, dass zwei aufeinanderfolgende NEFZ-Fahrprofile gefahren werden müssen. Danach wird die Batterie des Fahrzeugs wieder vollständig geladen. Das WLTP-Verfahren sieht zwei mögliche Szenarien vor. Falls die Reichweite des Fahrzeugs kleiner als die in drei WLTP-Fahrprofilen zurückgelegte Distanz (ca. 70 km) ist, werden diese Fahrprofile an einem Stück gefahren, bis das Fahrzeug der Geschwindigkeitsvorgabe nicht mehr folgen kann. Danach wird es kontrolliert zum Stillstand gebracht und die Batterie an das Ladegerät angeschlossen. Falls das Fahrzeug eine größere Reichweite aufweist, kann eine verkürzte Methode angewendet werden (vgl. Abb. 4.4). Dabei werden jeweils nach zwei sogenannten dynamischen Segmenten (DS), bestehend aus WLTP-Teilzyklen, Zwischensegmente mit konstanter Geschwindigkeit (CSS) von typischerweise 100 km/h gefahren, welche die Testzeit reduzieren sollen. Die Zeit der mittleren Konstantfahrt wird so festgelegt, dass zu Beginn der zweiten Konstantfahrt nur noch weniger als 10 % der Batteriekapazität zur Verfügung stehen. Im letzten Segment wird so lange gefahren bis das Fahrzeug der Geschwindigkeitsvorgabe nicht mehr folgen kann. Danach wird die Batterie an das Ladegerät angeschlossen. Während der gesamten Prüfung werden zusätzlich der Strom und die Spannung der Hochvoltbatterie gemessen. Diese Werte werden für die Reichweitenberechnung benötigt. Das NEFZ-Verfahren schreibt vor, dass der Ladevorgang spätestens 24 h nach Abschluss des letzten Ladevorgangs beendet sein muss. Im WLTP-Verfahren wird das Ladeende wieder durch das Fahrzeug angezeigt. Die Energiemenge ist während des Ladevorgangs aufzuzeichnen und für die Berechnung des Verbrauchs zu protokollieren. Abb. 4.4   Fahrprofil für das verkürzte Entladen der Batterien von Elektrofahrzeugen mit einer Reichweite von >70 km

186

4  Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen …

Nach diesen Messungen liegen alle Daten vor, um den elektrischen Verbrauch zu berechnen. Im bisherigen NEFZ-Verfahren konnte der elektrische Verbrauch anhand des Wertes des Energiemessgeräts und der zurückgelegten Strecke (2 × NEFZ-Fahrprofil = 22 km) berechnet werden. Im WLTP-Verfahren muss zuerst die elektrische Reichweite im WLTP-Fahrprofil ermittelt werden. Dazu werden die aus den Batteriewerten (Strom und Spannung) ermittelten Verbräuche gewichtet, um einen mittleren Battery-out WLTP-Verbrauch zu berechnen. Die aufintegrierte aus der Batterie bezogene Energie wird durch diesen mittleren Verbrauch geteilt, um die elektrische Reichweite im WLTP-Fahrprofil zu erhalten. Mithilfe dieses Wertes und der Energie, welche vom Netz bezogen wurde, um die Batterie aufzuladen, kann der effektive WLTP-Verbrauch berechnet werden. Wie in Abschn. 4.1 erwähnt, werden diese Messungen ohne Zusatzverbraucher durchgeführt. Die Heizung bzw. Klimaanlage eines Elektrofahrzeugs können einen relativ großen Einfluss auf den Realverbrauch haben. Dies gilt es zu beachten, wenn lediglich mit Normverbrauchsangaben von Elektrofahrzeugen gearbeitet wird.

4.1.3 Verbrauchsberechnung von Plug-in-Hybrid Fahrzeugen Plug-in-Hybridfahrzeuge, auch PHEV genannt (reglementarisch OVC-HEV1), sind eine Mischung aus verbrennungsmotorischem und elektrischem Fahrzeug. Für diese Fahrzeugkategorie wird der Verbrauch in einem zweistufigen Verfahren ermittelt. Es muss sowohl der Kraftstoffverbrauch wie auch der elektrische Verbrauch bestimmt werden, damit die verschiedenen Betriebsmodi (Elektrisch, Hybrid) exakt abgebildet und in einen Gesamtverbrauch umgerechnet werden können. Die Gewichtung der jeweiligen Verbräuche erfolgt über den sogenannten Utility Factor. PHEV müssen in beiden Betriebszuständen geprüft werden, dem Hybrid- und Elektromodus. Im Hybridmodus sowohl mit vollgeladener Batterie (Charge Depleting Test, CD-Test gemäß Abb. 4.5) wie auch mit entladener Batterie, also im Hybridmodus (Charge Sustaining Test, CS-Test gemäß Abb. 4.6). Die bisherige und die aktuelle Gesetzgebung unterscheiden sich zwar in einigen Punkten (Fahrzyklus, Fahrzeuggewichte etc.), grundsätzliche bleibt der Ablauf aber ähnlich. Daher wird in diesem Abschnitt einzig auf das WLTP-Verfahren eingegangen. Für den Testablauf stehen mehrere Optionen zur Auswahl. Die kompakteste Variante ist ein CD-Test mit anschließendem CS-Test. Zu Beginn werden zur Konditionierung mit dem Fahrzeug so viele Fahrprofile gefahren, bis die Batterie einen stabilen Ladezustand im Hybridmodus erreicht hat und somit dem entladenen Zustand entspricht. Danach wird die Batterie mit dem vom ­Hersteller empfohlenen Ladegerät aufgeladen bis das Fahrzeug signalisiert, dass die

1Off-Vehicle

Charging Hybrid Electric Vehicle – extern aufladbares Hybridfahrzeug.

4.1  Das Reglementarische Messverfahren

187

Abb. 4.5   Ablauf der Verbrauchsermittlung für PHEV nach dem WLTP-Verfahren im Charge Depleting Test (CD)

Abb. 4.6   Ablauf der Verbrauchsbestimmung für PHEV nach dem WLTPVerfahren im Charge Sustaining Test (CS)

Batterie vollgeladen ist. Anschließend an das Laden werden so viele WLTP-Fahrprofile gefahren, wie nötig sind, um die Batterie wieder in einen stabilen, entladenen Zustand im Hybridmodus zu bringen (CD-Test). Dieses definierte Entladen dient dazu die verschiedenen elektrischen Reichweiten für die weiteren Berechnungen zu bestimmen. Zusätzlich müssen bereits in allen Zyklen die Schadstoffemissionsgrenzen eingehalten werden. Nach dem CD-Test erfolgt eine Abkühlphase des Fahrzeugs um den CS-Test mit einem kalten Motor zu starten. Der CS-Test umfasst nur das Abfahren eines einzigen Fahrprofils, danach wird das Fahrzeug bzw. die Batterie wieder aufgeladen und die aus dem Stromnetz entnommene Energie gemessen. Damit liegen alle Daten für die Normverbrauchsberechnung vor.

188

4  Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen …

Für die Bewertung des CD-Tests werden zuerst die Einzelresultate aller in diesem Test gefahrenen Zyklen berechnet und anschließend zu einer mittleren CO2-Emission für den CD-Test zusammengefasst. Dabei werden verschiedene Gewichtungen und Korrekturen angewendet um das finale Resultat für den CD-Test des Fahrzeugs zu erhalten. Des Weiteren werden in zusätzlichen Berechnungsschritten diverse Parameter für die Ermittlung der elektrischen Reichweite bestimmt und auch der elektrische Verbrauch berechnet. Für den CS-Test wird nur das Resultat des einzelnen Zyklus verwendet, um die CO2-Emissionen zu berechnen. Auch dabei werden verschiedene Gewichtungen und Korrekturen angewendet. Die beiden Einzelergebnisse der CD- und CS-Tests werden mit Hilfe des sogenannten Utility Factors (UF) zu einem Gesamtergebnis verrechnet.   Der Utility Factor beschreibt das Verhältnis zwischen der rein elektrisch zurückgelegten Fahrstrecke zur gesamten zurückgelegten Distanz einer Fahrt. Im NEFZ-Verfahren erfolgt die Berechnung des UF anhand vereinfachter Annahmen. Die ermittelte elektrische Reichweite wird als der elektrische Anteil einer Fahrt gesetzt und der Anteil der Fahrt mit leerer Batterie (Hybridbetrieb) wird als eine fixe Strecke von 25 km definiert (vgl. Formel 4.4). Für ein Fahrzeug mit 50 km elektrischer Reichweite ergibt sich so ein NEFZ UF von 0,66.2 Formel 4.4  Gewichteter Kraftstoffverbrauch gemäß NEFZ-Verfahren, FCNEFZ [l/100 km]

FCNEFZ =

FCCD × DCD + FCCS × 25 km DCD + 25 km

FCCD  Kraftstoffverbrauch im CD Test [l/100 km] FCCS  K  raftstoffverbrauch im CS Test [l/100 km] DCD   Elektrische Reichweite ermittelt im CD Test [km] Da die Gesamtstrecke einer Fahrt stark nutzerabhängig ist, wird für die reglementarische Bestimmung des UF im WLTP-Verfahren ein mittleres Europäisches Fahrverhalten angenommen, das auf verschiedenen Fahrverhaltensstudien beruht [2]. Zur Berechnung des UF wird die elektrische Reichweite des Fahrzeugs mit der Fahrverhaltenskurve verglichen, um zu bestimmen, welcher mittlere Anteil der Fahrten im rein elektrischen Modus hätte zurückgelegt werden können. Für ein Fahrzeug mit einer elektrischen Reichweite von 60 km ergibt sich ein UF von ca. 0,8. Der gewichtete Kraftstoffverbrauch resultiert gemäß Formel 4.5.

2Beispielsweise

beim Audi A3 e-tron.

4.2  Prüfstandsmessungen als Basis der Verbrauchsberechnung …

189

Formel 4.5  Gewichteter Kraftstoffverbrauch gemäß WLTP-Verfahren, FCWLTP [l/100 km]

FCWLTP = UF × FCCD + (1 − UF) × FCCS FCCD  Kraftstoffverbrauch im CD Test [l/100 km] FCCS  Kraftstoffverbrauch im CS Test [l/100 km] UF  Utility Faktor als Funktion der elektrischen Reichweite [–] Dieselbe Formel wird auch für die CO2-Berechnung angewandt. Anhand der Berechnungsformel ist zu erkennen, dass das Verbrauchsergebnis bzw. die berechneten CO2 Emissionen eines PHEV sehr sensitiv auf den Utility Factor reagieren. Die CO2 Emissionen im elektrischen Betrieb liegen normalerweise um 0 g/km, da der elektrische Antrieb aktueller Fahrzeuge über genügend Antriebsleistung verfügt und den Zyklus ohne Unterstützung des Verbrennungsmotors bewältigen kann. Das bedeutet, dass der Hybrid-Verbrauch (CS-Test) linear in Abhängigkeit des UF gegen null skaliert werden kann und somit sehr tiefe Normverbrauchsangaben möglich sind. Ob diese Werte im realen Fahrbetrieb erreicht werden können, ist stark vom Fahr- und Lade-Verhalten des Nutzers abhängig [3].

4.2 Prüfstandsmessungen als Basis der Verbrauchsberechnung nach dem Willans-Ansatz Der Verbrauch der Fahrzeuge im Realbetrieb kann stark von den Typengenehmigungswerten abweichen. Daher ist die Verwendung von Normwerten für die Berechnung realer Energieverbräuche und CO2-Emissionen wenig aussagekräftig. Der hier verwendete Realverbrauchsansatz (Willans-Ansatz, vgl. Abschn. 4.3.1) basiert auf Messungen an Referenzfahrzeugen, die nach einem eigenen Messprotokoll durch die Eidgenössische Materialprüfungs- und Forschungsanstalt (Empa) durchgeführt wurden. Im Prinzip entspricht es dem WLTP-Verfahren, einzelne Punkte wurden modifiziert, wie im Folgenden ausgeführt wird. Die Einstellung des Prüfstands erfolgte nach Herstellerangabe, mit Ausnahme der Einstellung der Fahrzeugmasse. Hier wurde die effektive Masse (Leergewicht inkl. optional verbauter Ausrüstung, inkl. 25 kg Zuladung) des jeweiligen Fahrzeugs verwendet. Als Prüfzyklus wurde das WLTP-Fahrprofil (für Fahrzeuge der Klasse 3b) verwendet. Während der Messungen waren alle Nebenverbraucher ausgeschaltet. Zur Ermittlung der Schadstoffemissionen werden die Fahrprofile im WLTP-Verfahren mit kaltem Motor gestartet. Um die Wirkungsgrade der verschiedenen Antriebsstrangvarianten vergleichen zu können, sind die Kaltstarteffekte jedoch nachteilig. Deshalb wurden die Untersuchungen der Referenzfahrzeuge bei betriebswarmem Motor durchgeführt. Für Fahrzeuge mit Verbrennungsmotor wurde die Kohlenstoffbilanzmethode angewandt, um den Kraftstoffverbrauch zu bestimmen. Dabei wurden jedoch nicht die

190

4  Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen …

reglementarisch vorgeschlagenen Kraftstoffparameter verwendet, sondern die in einer Kraftstoffanalyse ermittelten Werte des effektiv verwendeten Kraftstoffs. Die Heizwerte dieser 100 % fossilen Kraftstoffe betragen: • Benzin: 8,88 kWh/l, • Diesel: 9,95 kWh/l, • CNG: 13,12 kWh/kg. Anhand der Heizwerte der 100 % fossilen Prüfkraftstoffe und der gemessenen Kohlenstoffmasse resultieren folgende Emissionsfaktoren für die verschiedenen Kraftstoffe: • Benzin: 264,54 gCO2 /kWh, • Diesel: 267,64 gCO2 /kWh, • CNG: 203,81 gCO2 /kWh. Die abgegebene Leistung der HV-Batterie von Fahrzeugen mit einem Elektroantrieb wurde während der Tests zeitaufgelöst aufgezeichnet. Nach jeder Messung wurde die Batterie über das fahrzeugeigene Ladegerät aufgeladen und die dem Netz entnommene Energiemenge mit einem Energiezähler bestimmt. Auf eine Reichweitenbestimmung der elektrisch angetriebenen Fahrzeuge wurde verzichtet. Das Plug-in Hybrid Referenzfahrzeug wurde in zwei Zuständen vermessen, zum einen im reinen Elektrobetrieb und zum anderen im Hybridbetrieb. Um einen stabilen Hybridbetrieb zu erreichen wurde die Batterie mit Konstantfahrt entladen, bis der Verbrennungsmotor aufgrund eines tiefen Ladestands der Batterie gestartet wurde. Danach wurde ein Konditionierungszyklus gefahren, um den Ladezustand auf einem stabilen Wert einzupendeln. Die nach diesem Verfahren ermittelten Energiebedarfswerte dienen als Eingangsgrößen für die antriebsstrangspezifische Verbrauchsmodellierung anhand des Willans-Ansatzes.

4.3 Ableitung des Kundenverbrauchs 4.3.1 Berechnung des Kundenverbrauchs anhand des Willans-Ansatzes Das energetische Verhalten von Energiewandlern wie Verbrennungs- oder Elektromotoren, als auch von Getrieben wird typischerweise durch ihre Wirkungsgrade beschrieben, die das Verhältnis von Nutzarbeit zu zugeführter Energie darstellen.

4.3  Ableitung des Kundenverbrauchs

191

Dies kann als Wirkungsgradwert für einen bestimmten Betriebspunkt oder auch als Kennfeld über den ganzen Betriebsbereich erfolgen. Wirkungsgrade sind für dynamische Fahrzeuganwendungen allerdings schwer interpretierbar, da das Wirkungsgradverhalten von Energiewandlern über dem Arbeitsbereich nichtlinear ist und sie Eigenverbräuche aufweisen, was in Betriebspunkten ohne Nutzarbeit zu Null-Effizienzen führt. Die direkte Darstellung von Output- versus Input-Energie erweist sich als deutlich aussagekräftiger [4–7]. Für Verbrennungsmotoren wird häufig eine arbeitsspezifische Kraftstoffverbrauchsangabe in gKraftstoff/kWhmech verwendet. Dabei wird die dem Energiewandler zugeführte Energie in gKraftstoff zum vom Energiewandler geleisteten Output in kWhmech in ein Verhältnis gesetzt. Diese Angabe kann sowohl für einen einzelnen Betriebspunkt wie auch für Last- oder Fahrprofile angewandt werden – als mittlere Werte über das Last- oder Fahrprofil. Solche Output versus Input-Beschreibungen über verschiedene Betriebsbereiche erlauben generische und skalierbare Darstellungen von Energiewandlern. Diese Art der Darstellung wird üblicherweise als Willans-Plot [8] bezeichnet und bezieht sich auf Output-Input-Leistungsbeobachtungen an Schnelldampfmaschinen von Peter Willans [9] im späten 19. Jahrhundert. Angewandt auf Fahrzeuge und verschiedene Fahrprofile zeigen sich nahezu lineare Abhängigkeiten der mittleren chemischen Leistung zur mittleren positiven Radleistung (vgl. Abb. 4.7) [10]. Dabei ist beispielsweise ersichtlich, dass die Wirkungsgrade mit zunehmender Last zunehmen. Die mittlere chemische Leistung wird den Fahrzeugen während den entsprechenden Fahrprofilen in Form von Kraftstoff [kWhchem/h] zugeführt, während die mittlere positive Radleistung zur Überwindung des Fahrwiderstands und der Bereitstellung der Beschleunigungsleistung [kWhmech/h] dient. Abb. 4.7 (b) zeigt, dass Fahrzeuge mit Turbomotoren (turbo charged engine) gegenüber Fahrzeugen mit Saugmotoren (con. powertrain) höhere Wirkungsgrade aufweisen. Ändert sich beispielsweise die Masse des Fahrzeugs aufgrund einer Zuladung, kann der resultierende Mehrverbrauch ermittelt werden, indem die Zusatzmasse in die Berechnung der mittleren positiven Radleistung integriert wird. Die Willans-Gerade bildet nur die Verbräuche des Antriebs, nicht

Abb. 4.7   Beispielhafte Willans-Plots eines Einzelfahrzeugs (a) in verschiedenen Fahrprofilen und von 8 verschiedenen Fahrzeugen in den gleichen Fahrprofilen (b)

192

4  Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen …

aber der Nebenverbraucher ab. Diese müssen in einem separaten Schritt berücksichtigt werden. Bei Elektrofahrzeugen gilt es, eine zusätzliche Besonderheit zu beachten. Grundsätzlich wäre es möglich, nur den Leistungsbedarf aus der Batterie der entsprechenden Radleistung gegenüber zu stellen. Jedoch würde so ein wichtiger Teil des Kundenverbrauchs nicht berücksichtigt, da für den Ladevorgang mit dem fahrzeugeigenen Ladegerät mit weiteren Verlusten zu rechnen ist. Daher wird die aus der Batterie gezogene und die für das Nachladen benötigte Energie gemessen und ein weiteres Wirkungsgradverhältnis gebildet. So kann durch eine Kombination der Antriebsstrangeffizienz mit der Effizienz des Energiespeichersystems (Batterie und Ladegerät inkl. Zuleitung) der effektive Energieverbrauch ab Steckdose ermittelt werden. Hierfür wurden eigene Messungen durchgeführt, die eine Energiespeichereffizienz im Bereich von 80–87 % ergaben (80–83 % wenn die Batterie an der Haushaltsteckdose geladen wird und 87 % an einer 22 kW Ladestation). Eine Differenzierung der Verluste nach Zuleitung, Leistungselektronik und Hochvoltbatterie konnte aufgrund des Messaufbaus nicht vorgenommen werden. Auf Basis dieser Messwerte werden Energiespeicherverluste von 15 % bei BEV (Mischung aus Haushaltsteckdose und 22 kW Ladesäule) und 20 % bei PHEV (ausschließlich Haushaltssteckdose) für Fahrzeuge im Jahr 2016 angenommen. Ein Ladeverlust von ca. 20 % von der Schuko-Steckdose bis zum Ausgang der HV-Batterie wird auch in [11, S. 33] ermittelt. Ein erheblicher Teil des Gesamtverlusts von 19,4 % ist auf die Leistungselektronik zurückzuführen. Die Verluste über die Zuleitung sind hingegen gering (2,2 %). Für die HV-Batterie wird ein Wirkungsgrad von 96 % angegeben. In [12, S. 69–70] wird eine Bandbreite von 1–33 % für die Ladeverluste festgestellt, der Datenpool umfasste 63 Fahrzeuge. Der durchschnittliche Ladeverlust beträgt 13,4 %. Strecken- bzw. Fahrprofile Neben den Fahrzeugeigenschaften definiert auch das Einsatzprofil einen großen Teil des Energiebedarfs einer Fahrt. Der Zyklus des WLTP wurde aus einer Vielzahl an Fahrverhaltensstudien aus verschiedenen Ländern abgeleitet und soll eine durchschnittliche Fahrweise repräsentieren. Er besteht aus vier Teilstücken, die anhand ihrer Dynamik in etwa den Fahrsituationen Inner- und Außerstädtischen Bereich, Überland und Autobahnbetrieb zugeordnet werden können. Um verschiedene Fahrprofile, bestehend aus unterschiedlichen Streckenanteilen an inner- und außerstädtischen Fahrten, Überland- und Autobahnfahrten, abzubilden, wurden die einzelnen Segmente des WLTP den Anforderungen entsprechend gemäß Abb. 4.8 neu zusammengefügt. Beim Standard-Fahrprofil sind die vier Abschnitte einheitlich verteilt, sodass jeder Abschnitt das Ergebnis gleich stark beeinflusst. Im WLTC, wie er im Typisierungsprozess zur Anwendung kommt, liegt die Aufteilung stärker auf der Seite der schneller gefahrenen Abschnitte. Um auch die beiden Extremsituationen hauptsächlich städtischer Betrieb und nahezu reiner Autobahnbetrieb abzubilden, werden diese Streckenabschnitte in den Fahrprofilen City und Autobahn entsprechend hoch gewichtet.

4.3  Ableitung des Kundenverbrauchs

193

Abb. 4.8   Streckenverteilung der verschiedenen Fahrprofile; Standard (STD) repräsentiert ein ausgewogenes Profil, CITY ein stadtlastiges und Autobahn (AB) ein autobahnlastiges Profil

Utility Faktor für PHEV Der Utility Faktor (UF) ist eine wichtige Größe für die Bestimmung des Verbrauchs eines PHEV. Mit diesem Faktor wird der Verbrauch im rein elektrischen Betrieb mit jenem im verbrennungsmotorischen Hybridbetrieb, also bei leerer Batterie, gewichtet. Beispielsweise bedeutet ein UF von 0,7, dass 70 % einer Fahrt zwischen zwei Batterieladungen rein elektrisch zurückgelegt werden. Die Bestimmung des UF erfolgt anhand der ermittelten elektrischen Reichweite und einer statistischen Auswertung von europäischen Fahrprofilen (vgl. Abschn. 4.1.3). Im realen Betrieb ist eine große Bandbreite von verschiedenen UF möglich. Gemäß [13] liegt der reale UF von Fahrzeugen mit einer elektrischen Reichweite von 50 km nach dem Kundenverbrauch bei ca. 0,6. In einer Studie des DLR, das Nutzerbefragungen durchgeführt hat, ergab sich für private Nutzer an Werktagen ein UF von ca. 0,7 [14, S. 39]. Einer Studie des ICCT zufolge weisen PHEV zudem im realen Betrieb, verglichen mit dem Typisierungsverbrauch, einen um den Faktor 2,5 höheren Realverbrauch auf [15]. Rechnet man unter Berücksichtigung eines Realverbrauchszuschlags im Hybridbetrieb auf einen realen UF zurück, ergibt sich für die betrachteten PHEV dieser Studie ein mittlerer UF von 0,15. Somit reicht die UF-Bandbreite von 0,15 bis 0,7. Diese Spannweite hat einen signifikanten Einfluss auf den realen Energieverbrauch eines PHEV. Der Einfluss wird beispielhaft anhand Abb. 4.9 verdeutlicht. In den weiteren Betrachtungen wird ein UF von 0,6 berücksichtigt. Bezogen auf die oben genannte Bandbreite (0,15–0,7) stellt der Wert eine optimistische Annahme für das Jahr 2016 dar. Für die Betrachtungsjahre 2030 und 2050 erfolgt die Festlegung des UF anhand der auf den Kundenverbrauch bezogenen Reichweite eines PHEV auf Basis der Auswertungen in [13].

194

4  Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen …

Abb. 4.9   Beispielhafte Darstellung des Verbrauchseinflusses des Utility Factor

4.3.2 Realverbrauchsermittlung gemäß ADAC EcoTest Mit dem ADAC EcoTest wird seit 2003 das Umweltverhalten von PKW zur Kundeninformation bewertet [16]. Im Jahr 2012 wurde das Programm des ADAC um den Zyklus des WLTP erweitert und in 2016 noch einmal um eine RDE (Real Driving Emissions) Messung im realen Straßenbetrieb ergänzt. Aufgrund dieser Aktualisierung sind Vergleiche zwischen dem ADAC EcoTest ab 09/2016 (Version 5.3) gemäß [16] und früheren Versionen des EcoTest, beispielsweise nach [17] nicht möglich. Die Prüfstandmessungen werden hierbei im Vergleich zu den Typenprüfmessungen unter höheren Anforderungen durchgeführt. Der WLTP Zyklus wird mit kaltem sowie mit warmem Motor gemessen. Zusätzlich wird eine Messung im ADAC Autobahnzyklus durchgeführt. Dieser spezifische Autobahnzyklus besteht aus mehreren Konstantfahrten bei 130 km/h, die durch Verzögerungs- und Vollastbeschleunigungsphasen unterbrochen sind. Zusätzlich zu den erhöhten Zyklusanforderungen werden die Messungen mit Licht (Tagfahrlicht oder Abblendlicht) und eingeschalteter Klimaanlage durchgeführt. Des Weiteren wird das Fahrzeuggewicht um 200 kg erhöht. Für Elektrofahrzeuge wird ein spezieller Elektrozyklus verwendet, welcher aus einem angepassten WLTC und Autobahnzyklus besteht. Die EcoTest Kraftstoffverbrauchsangabe wird aus gewichteten Prüfstandsergebnissen berechnet. Die Gewichtung setzt sich gemäß der Version ab September 2016 zu 30 % aus dem ADAC Autobahn Verbrauch und zu 70 % aus dem gemittelten Verbrauch des mit kaltem Motor gemessenen WLTP und des warmgestarteten WLTP Verbrauchs zusammen. Die Verbrauchsermittlung für Elektrofahrzeuge erfolgt im ADAC Elektrozyklus. Dazu wird die Batterie des Fahrzeugs zuerst definiert geladen und anschließend der Elektrozyklus so lange gefahren bis der Ladezustand unter 50 % gesunken ist oder aber der

4.3  Ableitung des Kundenverbrauchs

195

Zyklus sechsmal durchfahren wurde. Danach wird das Fahrzeug erneut aufgeladen. Dies erfolgt standardmäßig über einen Typ II Ladestecker mit 22 kW. Ist dies nicht möglich, wird das Fahrzeug mit dem Standardladegerät an der normalen Haushaltssteckdose geladen. Die Energiemessung berücksichtigt in beiden Fällen die Ladeverluste. Der Verbrauch eines Plug-In Hybriden wird anhand des Kraftstoffverbrauchs bei leerer Batterie im normalen EcoTest-Zyklus und dem Verbrauch bei voller Batterie im Elektrozyklus berechnet. Die beiden Verbräuche werden über die ermittelte elektrische Reichweite gewichtet. Der Gewichtungsfaktor ergibt sich aus der elektrischen Reichweite und der Referenzdistanz von 100 km gemäß Formel 4.6. Formel 4.6  Gewichtungsfaktor PHEV beim ADAC EcoTest, FCKS,EcoTest [1/100 km]

FCKS,EcoTest

  FCKS,SOCmin × 100 − ReichweiteE,100 % + FCKS,SOCmax × ReichweiteE,100 % = 100

FCKS,SOCmin Kraftstoffverbrauch im Test mit leerer Batterie [l/100 km] FCKS,SOCmax Kraftstoffverbrauch im Test mit voller Batterie [l/100 km] ReichweiteE,100 % Elektrische Reichweite aus Reichweitenermittlung [km]

4.3.3 Realverbrauchsdaten von Spritmonitor Spritmonitor ist ein kostenloser Webservice, womit Fahrzeughalter den Kraftstoffverbrauch ihres Fahrzeugs protokollieren und auswerten können. Der Internetservice zählt über 450.000 Nutzer und es sind Verbrauchsdaten von über 700.000 Fahrzeugen einsehbar. Ein Fahrzeug kann mit detaillierten Parametern vom Nutzer registriert werden, was eine typengenaue Auswertung von Verbrauchsdaten ermöglicht. Grundsätzlich können Kilometer und Kraftstoffmengen eingegeben werden. Es gibt auch die Möglichkeiten das Fahrverhalten, Kraftstoffart und -sorte, benutzte Straßentypen, Nutzung der Klimaanlage und aktuelle Fahrzeuginformationen (Sommer-/Winterreifen, Service usw.) einzutragen. Da diese Werte von jedem Nutzer selbst eingetragen werden, besteht die Gefahr von fehlerhaften Verbrauchseinträgen und nicht korrekt eingeschätztem Nutzerverhalten. Dies gilt es bei der Verwendung entsprechender Daten zu berücksichtigen. Die Spritmonitor-Daten, die hier verwendet werden, wurden für alle Fahrzeuge nach den gleichen Vorgaben ausgewählt. Es wurden nur Eintragungen für Fahrzeuge zwischen dem 01.01.2015 und dem 30.06.2018 berücksichtigt; es mussten in diesem Zeitraum mindestens 1500 km gefahren worden sein; und es wurden nur Fahrzeuge berücksichtigt, die einer definierten Leistung bzw. Leistungsklasse eines spezifischen Fahrzeugmodells entsprechen.

196

4  Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen …

4.3.4 Referenzfahrzeuge – Kundenverbrauchsfaktor Zur Kundenverbrauchsbestimmung von Referenzfahrzeugen werden Willans-Berechnungen verwendet. Für die Referenzfahrzeuge resultieren mit den fahrzeugspezifischen Daten über den Willans-Ansatz die verschiedenen Verbräuche aus Tab. 4.2 für das Standard-, City- und Autobahn-Fahrprofil. Die Willans-Geraden für die verschiedenen Referenzfahrzeuge sind in Abb. 4.10 enthalten und die daraus abgeleiteten Wirkungsgrade in Abb. 4.11. Tab. 4.2  Vergleich des Kundenverbrauchs mit den im NEFZ ermittelten Typenprüfwerten für Referenzfahrzeuge Normverbrauch (NEFZ) gemäß Formel 2.1 [kWh/100 km]

KundenKundenverbrauch Standard verbrauch City [kWh/100 km] [kWh/100 km]

Kundenverbrauch Autobahn [kWh/100 km]

A3 1.4 TFSI

42,7

55,8

64,7

53,2

A3 1.6 TDI

38,1

51,7

58,9

50,3

A3 g-tron

43,7

58,3

67,5

55,5

A3 e-tron

25,0 (davon 11,4 elektr. – UF 0,66)

35,4 (davon 14,8 elektr. – UF 0,6)

33,0 (davon 14,8 elektr. – UF 0,6)

39,3 (davon 15,6 elektr. – UF 0,6).

e-Golf

12,7

20,1

19,8

22,2

70

milere Leistung ab Energiespeicher [kW]

60 50

Audi A3 1.4 TFSI 40

Audi A3 1.6 TDI Audi A3 g-tron

30

Audi A3 e-tron Hybrid

20

Audi A3 e-tron BEV VW eGolf BEV

10

0 5

10

15

20

milere posive Radleistung [kW]

Abb. 4.10   Willans-Linien der Antriebe für die Referenzfahrzeuge (linker Punkt: City-, mittlerer Punkt: Standard-, rechter Punkt: Autobahn-Fahrprofil)

4.3  Ableitung des Kundenverbrauchs

197

100

milerer Wirkungsgrad ab Energiespeicher [kW]

90 80 70

Audi A3 1.4 TFSI

60

Audi A3 1.6 TDI

50

Audi A3 g-tron

40

Audi A3 e-tron Hybrid

30

Audi A3 e-tron BEV

20

VW eGolf BEV

10 0 5

10

15

20

milere posive Radleistung [kW]

Abb. 4.11   Mittlerer Wirkungsgrad der Antriebe für die Referenzfahrzeuge (linker Punkt: City-, mittlerer Punkt: Standard-, rechter Punkt: Autobahn-Fahrprofil)

Die Kennlinien des Benzin- und des Gasfahrzeuges überdecken sich in den Grafiken. Die Punkte im Diagramm symbolisieren die mittleren positiven Radleistungen für die verschiedenen Fahrprofile. Zur Verbrauchssimulation wurden die Willans-Parameter verwendet, die in den Prüfstandsmessungen mit den Referenzfahrzeugen ermittelt wurden. Zudem wurden für die Simulation des Fahrwiderstands die fahrzeugspezifischen Parameter verwendet, die gemäß der Herstellerangabe auch zur Einstellung des Rollenprüfstands für eine offizielle Verbrauchsmessung verwendet werden. Da auch die Lufttemperatur bzw. die Luftdichte einen Einfluss auf den Luftwiderstand hat, wurde eine mittlere Umgebungstemperatur von 14 °C bei einer relativen Luftfeuchtigkeit von 50 % auf einer Meereshöhe von ca. 300 m festgelegt. Die Herstellerangaben für die Fahrwiderstände wurden entsprechend korrigiert. Des Weiteren wurde die Gewichtseinstellung auf das effektive Fahrzeuggewicht angepasst. Zusätzlich zur normalen Fahrzeugmasse wurde eine zusätzliche Masse von 5 % der Grundmasse zur Kompensation der drehenden Massen (Räder, Bremsen, Achswellen etc.) angenommen. Derselbe Wert kommt auch in der aktuellen Gesetzgebung zur Anwendung. Zudem wurde jedem Fahrzeug eine weitere Zuladung von 95 kg auferlegt. Zur Berücksichtigung der Nebenaggregatslasten wurden ein mittlerer Leistungsbedarf des Bordnetzes (600 W elektrisch [18, 19]) und des Klimakompressors (450 W mechanisch [20]) festgelegt. Die elektrische Leistung für das Bordnetz wird bei einem konventionellen Antriebssystem über einen Alternator bereitgestellt, der über einen Riementrieb vom Motor angetrieben wird. Für diesen Alternator wurde eine Effizienz von 67 % veranschlagt [18]. Bei einem PHEV oder BEV wird das 12-V Bordnetz über

198

4  Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen …

Tab. 4.3  Kundenverbrauchsfaktoren mit und ohne Nebenverbraucher (o. NV) [%]

KVF –STD

KVF –STD o. NV

KVF –CITY

KVF –CITY o. NV

KVF –AB KVF –AB o. NV

A3 1.4 TFSI

130,7

119,2

151,4

136,4

124,5

115,9

A3 1.6 TDI

135,7

124,4

154,4

139,7

132,0

123,6

A3 g-tron

133,5

122,4

154,7

140,0

127,0

118,7

A3 e-tron

141,6

128,6

132,1

114,9

157,1

147,4

e-Golf

158,4

137,0

155,5

126,6

175,0

159,3

einen DC/DC Wandler von der HV-Batterie mit Spannung versorgt. Hierfür wird ein Wirkungsgrad von 90 % angenommen [21]. Da beim BEV die benötigte Heizwärme im Winter nicht in Form von Triebstrangabwärme zur Verfügung steht, wurde für ein Drittel des Jahres eine elektrische Heizleistung von 1,5 kW mitberücksichtigt.3 Für den PHEV wurde ein Utility Faktor von 0,6 angewendet (vgl. Abschn. 4.3.1). Für elektrifizierte Fahrzeuge wurden zusätzlich maximale Rekuperationsraten festgelegt. Diese definieren wie viel der normalerweise als Bremsenergie anfallenden Radleistung zurückgewonnen werden kann und wie viel schlussendlich an der Bremse als Wärme verloren geht. Für das BEV wurde aufgrund der größeren Batterie ein Wert von 90 % festgelegt, beim PHEV ein Wert von 80 %. Um Kundenverbrauchsfaktoren (KVF – Mehrverbrauch gegenüber der Typisierung) zu bestimmen, sind die berechneten Kundenverbrauchswerte in Relation zum Verbrauch der Typisierung (NEFZ) zu setzen, dargelegt in Tab. 4.3. Der Kundenverbrauchsfaktor des Benzin-Referenzfahrzeuges wurde für die Konfiguration eines Standard-Benzinfahrzeuges verwendet (vgl. Abschn. 2.4.2.2). In Tab. 4.3 sind zusätzlich die Kundenverbrauchsfaktoren ohne Nebenverbraucher enthalten. Der Einfluss auf den Verbrauch aus den Nebenaggregaten ist im City-Fahrprofil am höchsten und im Autobahnprofil am tiefsten. Zudem ist der Einfluss bei Elektrofahrzeugen stärker als bei verbrennungsmotorischen Fahrzeugen. Die Verbrauchswerte aus der Typisierung sowie der Kundenverbrauch je nach Fahrprofil sind in Abb. 4.12 gezeigt. Zusätzlich sind die Verbrauchswerte nach ADAC EcoTest und Spritmonitor für die Referenzfahrzeuge enthalten. Die Darstellung zeigt, dass der ADAC EcoTest – Version vor 09/2016 – den Realverbrauch, soweit dieser nach Spritmonitor bemessen wird, nur unzureichend abbildet. Der Kundenverbrauch nach dem Willans-Ansatz beim Standard-Fahrprofil nähert sich den Spritmonitor-Werten an. Grundsätzlich besteht eine Unsicherheit bei den Spritmonitor-Werten bzgl. des Fahrprofils und der Fahrweise der Nutzer, auch wenn die Fahrweise durch die Nutzer angegeben werden kann. Die Umrechnung der Spritmonitor-Kraftstoffverbrauchswerte

3Eigene

Messungen.

4.3  Ableitung des Kundenverbrauchs

199

G EGENÜBERSTELLUN G V ERBRAUCHSWERTE R EFERENZFAHRZEUGE KV WILLANS STD

KV WILLANS AB

KV WILLANS CITY

55,5

59,7

58,3

39,3

A3 D I ESEL

A3 C NG

A 3 P H E V K O M B I NI ER T

22,2

19,8

18,5

18,2

12,70

A3 BENZI N

20,1

33,0

25,01

35,4

46,6

49,2

43,67

58,9 50,3

55,0

51,7

43,5

38,11

53,2

55,8

58,2 49,2

42,72

ENERGIEVERBRAUCH [kWh/100km]

VERBRAUCH SPRITMONITOR

67,6

VERBRAUCH ADAC ECOTEST

64,7

NORMVERBRAUCH (NEFZ)

E - G O L F S T R O MM I X D E

Abb. 4.12   Gegenüberstellung der Normverbrauchs- und Kundenverbrauchswerte (KV) für die unterschiedlichen Referenzfahrzeuge

in energetische Verbrauchswerte erfolgt in dieser Abhandlung mit den Heizwerten für fossilen Kraftstoff. Dadurch wird die eingesetzte Kraftstoffqualität bzw. der Anteil an Biokraftstoff nicht berücksichtigt. Grundsätzlich kann die Kraftstoffart und -sorte jedoch bei Spritmonitor eingetragen werden. Der Spritmonitor-Verbrauch für Elektrofahrzeuge lässt vermuten, dass mit diesen vermutlich nur eine begrenzte Nutzung auf Autobahnen vorlag, da deren Verbrauchswert deutlich vom Kundenverbrauch gemäß dem Willans-Ansatz mit Autobahn-Fahrprofil abweicht. Für den e-tron ist kein ADAC EcoTest (Version vor 09/2016) verfügbar. Abweichend zu den Fahrzeugvergleichen im Anhang A4, bei denen keine Spritmonitor-Werte für PHEV berücksichtigt werden, wird für den A3 e-tron eine detailliertere Datenerhebung vorgenommen. In Abb. 4.13 sind diejenigen Fahrzeuge von Spritmonitor hinterlegt, für die sowohl eine Angabe zum Kraftstoff- wie auch zum dazugehörigen Stromverbrauch bis zum Jahr 2018 vorlag. Im Mittel beträgt der energetische Verbrauch für den A3 e-tron gemäß Spritmonitor 46,6 kWh/100 km4 – aufgeteilt auf 32,7 kWh/100 km (3,7 l/100 km) Kraftstoffverbrauch sowie 13,9 kWh/100 km Stromverbrauch. Der Vergleich mit den Kundenverbrauchswerten gemäß dem Willans-Ansatz verdeutlicht, dass der angenommene Utility Factor von 0,6 in der Praxis durchschnittlich nicht erzielt werden konnte. Nur wenige Fahrzeuge aus Abb. 4.13 weisen zwischen 33 und 40 kWh/100 km auf, was den Kundenverbrauchswerten gemäß dem Willans-Ansatz mit einem Utility Factor von 0,6 aus Abb. 4.12 entspricht.

4Annahmen:

elektrischer Verbrauch mit 20 % Zuschlag gemäß Energiespeichereffizienz aus Abschn. 4.3.1, Heizwert Benzin 8,88 kWh/l.

200

4  Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen …

VERBRAUCHSWERTE AUDI A3 E-TRON - MITTELWERT 46,6 KOMBINIERTER ENERGIEVERBRAUCH [kWh/100 km]

80 70 60 50 40 30

20 10 0 1

3

5

7

9

11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35

ANZAHL FAHRZEUGE

Abb. 4.13   Verbrauchswerte für den Audi A3 e-tron gemäß Spritmonitor, Kombinierter Energieverbrauch – Summe aus Kraftstoff- und Stromverbrauch

4.3.5 Synthetische Standardfahrzeuge Um die verschiedenen Antriebstechnologien möglichst neutral miteinander vergleichen zu können, wurden synthetische Fahrzeuge generiert. Alle nicht antriebsspezifischen Parameter wurden dazu gleichgesetzt. Lediglich das Fahrzeuggewicht wurde entsprechend dem Gewicht der jeweiligen Antriebsvariante angepasst. Folgende Fahrzeuggewichte wurden berücksichtigt. • • • • • •

Benzin: 1320 kg, Diesel: 1390 kg, CNG: 1380 kg, HEV: 1455 kg, PHEV: 1550 kg, BEV: 1600 kg.

Das Leergewicht eines Benzin-Standardfahrzeuges entspricht dem Mittelwert aus 109 Benzinfahrzeugen der Leistungsklasse 81–100 KW.5 Die Gewichtsunterschiede zum Benzinfahrzeug von Diesel-Fahrzeugen sowie PHEV und BEV stammen aus Tab. 2.9. Dazu abweichend wird für CNG-Fahrzeuge der Gewichtsunterschied zu einem Benzinmodell gemäß den Kennwerten der Referenzfahrzeuge berücksichtigt. Das Gewicht eines CNG-Fahrzeuges ist vom Tanktyp abhängig. Im Audi A3 g-tron ist ein Typ 4 Tank verbaut.

5Vgl. Abschn. 2.4.2.1

sowie 3.6.5 (Abb. 3.7).

4.3  Ableitung des Kundenverbrauchs

201

Dieser Typ wird hier sowohl für das Jahr 2016 wie auch zukünftig als Stand der Technik bei CNG-Fahrzeugen angenommen. Für den Gewichtsunterschied von HEV gegenüber Benzinfahrzeugen wird der Mittelwert von 135 kg aus den Fahrzeugvergleichen (vgl. Anhang) berücksichtigt, wobei lediglich diejenigen Fahrzeugvergleiche darin berücksichtigt sind, bei denen ein Mehrgewicht gegenüber dem Benzinfahrzeug vorliegt. Wie in den Referenzfahrzeugsimulationen wurde eine Zusatzmasse von 5 % der Grundmasse zur Kompensation der drehenden Massen (Räder, Bremsen, Achswellen etc.) für die synthetischen Standardfahrzeuge angenommen und jedem Fahrzeug eine weitere Zuladung von 95 kg auferlegt. Die Fahrwiderstandsparameter wurden für alle Fahrzeuge vereinheitlicht. Zur Abbildung des Rollwiderstands wurde für alle Fahrzeuge ein konstanter Rollwiderstandsbeiwert von 0.00927 angenommen, was einem Reifen der Effizienzkategorie E entspricht. Dieser Wert basiert auf den Angaben einer Marktstudie von 2015 im Auftrag der Europäischen Kommission [22]. Der Luftwiderstand wurde auf Basis des Audi A3 Sportback (Cw * A = 0,703) festgelegt und ist für alle Fahrzeuge identisch. Mögliche aerodynamische Vorteile eines Elektrofahrzeugs wurden nicht berücksichtigt. Da auch die Lufttemperatur bzw. die Luftdichte einen Einfluss auf den Luftwiderstand hat, wurde eine mittlere Umgebungstemperatur von 14 °C bei einer relativen Luftfeuchtigkeit von 50 % auf einer Meereshöhe von ca. 300 m festgelegt. Die Lasten und Wirkungsgrade der Nebenaggregate wurden analog zu den Referenzfahrzeugen angewandt (vgl. Abschn. 4.3.4). Dasselbe gilt für die maximalen Rekuperationsraten der elektrifizierten Fahrzeuge. Für die generierten synthetischen Fahrzeuge und alle vertretenen Antriebstechnologien wurde der Kundenverbrauch für die verschiedenen Fahrprofile berechnet und daraus die prozentuale Verbrauchseinsparung gegenüber dem synthetischen Benzinmodell ermittelt (vgl. Tab. 4.4). Dies dient als Grundlage für die Konfiguration von Standardfahrzeugen Tab. 4.4  Kundenverbrauch und Einsparungen gegenüber dem Benzinmodell für verschiedene Fahrprofile und Technologien Technologien

STD Einsparung CITY Einsparung [kWh/ ggü. Benzin [%] [kWh/ ggü. Benzin 100km] 100km] [%]

AB Einsparung [kWh/ ggü. Benzin 100km] [%]

Benzin

56,22

0,0

65,10

0,0

53,60

0,0

Diesel

50,61

58,23

57,08

+1,5

66,33

−10,5

48,47

CNG

−10,0

+1,9

54,21

−9,6

HEV Benzin

46,01

−18,2

43,36

−33,4

51,15

−61,4

23,78

−63,5

22,63

PHEV, HEV Modus 47,01 PHEV,BEV Modus

21,71

PHEV, Kombiniert, 31,83 UF 0,6 BEV

18,93

−16,4

41,97

−43,4

31,06

−66,3

20,74

−35,5

53,09

−52,3

34,81

−68,1

19,96

+1,1

−4,6

−0,9

−57,8

−35,0 −62,8

202

4  Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen …

gemäß der Methodik im Abschn. 2.4.2.2. Zur Berücksichtigung von Vollhybrid-Fahrzeugen wurde zusätzlich zu den Referenzfahrzeugen im Abschn. 4.3.4 ein VW Jetta 1.4 TSI Hybrid vermessen und mittels dem Willans-Ansatz analysiert, ein synthetisches Vollhybrid-Fahrzeug generiert und die entsprechenden Kundenverbräuche je Fahrprofil ermittelt. Aus den unterschiedlichen Fahrprofilen ist ersichtlich, dass der höchste Verbrauch rein verbrennungsmotorischer Antriebe im City-Betrieb auftritt. Dies ist darauf zurückzuführen, dass der Verbrennungsmotor bei tiefen Lasten mit niedrigen Wirkungsgraden betrieben wird. Je höher also die mittlere Last des Motors ist, umso eher wird der Motor wirkungsgradoptimal betrieben. Dadurch können trotz einer höheren Last tiefere Verbräuche resultieren. Da ein Dieselmotor bereits bei tieferen Lasten einen verhältnismäßig guten Wirkungsgrad aufweist, kann dieser in höheren Lastbereichen (Autobahn) nur einen kleineren Anteil der erforderlichen Mehrleistung durch einen besseren Wirkungsgrad im Vergleich zu Ottomotoren kompensieren. Bei rein elektrisch oder elektrisch unterstützten Antrieben wird diese Charakteristik umgedreht. Ein Hybridantrieb kann durch seine Rekuperationsfähigkeit und durch den optimaleren Betrieb des Motors den Fahrzeugwirkungsgrad im Stadtbetrieb deutlich steigern. Da ein Dieselmotor bereits bei tieferen Lasten einen verhältnismäßig guten Wirkungsgrad aufweist, kann mit einer Hybridisierung eine geringere Verbrauchseinsparung beim Diesel gegenüber dem Benzinfahrzeug erzielt werden. Dies wird bei den zukünftigen Verbrauchsoptimierungspotenzialen im Abschn. 6.1 berücksichtigt. Für das Jahr 2016 wird zur Vereinfachung angenommen, dass mit Dieselfahrzeugen eine identische prozentuale Verbrauchseinsparung wie bei Benzinfahrzeugen durch eine Hybridisierung erzielt werden kann. Mit zunehmendem Leistungsbedarf (z. B. Autobahnfahrt) sinkt das Einsparpotential durch die Hybridisierung, da der Motor hierbei mit hohem Wirkungsgrad betrieben wird und die Rekuperationsmöglichkeiten begrenzt sind. Im Stadtbetrieb beträgt das Sparpotential durch die Hybridisierung ca. 33–35 % und sinkt im Autobahnbetrieb auf ca. 1–5 % ab. Ein BEV weist nahezu keine Abhängigkeit des Wirkungsgrads vom Lastpunkt auf. Im innerstädtischen Betrieb liegt das höchste Rekuperationspotential vor. Die Rekuperationseffekte können jedoch durch Zusatzverbraucher mit hohem Leistungsbedarf wie die Heizung oder Klimaanlage nahezu wieder aufgebraucht werden, da in diesem tieflastigen Betrieb der Anteil des Nebenaggregateverbrauchs im Vergleich zum Gesamtverbrauch am höchsten ist. Im Autobahnbetrieb nimmt der Einfluss der Nebenverbraucher ab, allerdings nimmt der Verbrauch des Antriebs proportional zum Leistungsbedarf am Rad zu. Abb. 4.14 zeigt, dass die benötigte Leistung der Zusatzverbraucher identisch bleibt, der prozentuale Anteil sich in Abhängigkeit des Fahrprofils aber verändert.

4.3  Ableitung des Kundenverbrauchs

203

Abb. 4.14   Mittlerer Leistungsbedarf des Antriebs und der Zusatzverbraucher eines BEV an einem kalten Wintertag mit eingeschalteter Klimatisierung

4.3.6 Energiefluss am Beispiel des synthetischen BEV Es wird im Folgenden anhand eines Energieflussbildes (vgl. Abb. 4.15) dargelegt, wie sich der Gesamtenergieverbrauch eines synthetischen BEV zusammensetzt. Die Energieversorgung des Fahrzeugs erfolgt über das fahrzeugeigene Ladegerät oder über eine externe Ladesäule. Die bereitgestellte Energie wird in der Hochvoltbatterie gespeichert. In den Verbrauchsanalysen des BEV auf dem Prüfstand konnten die beiden Systeme (Batterie und Ladeeinheit) nicht getrennt analysiert werden. Daher wurde für das Energiespeichersystem aus den Messungen ein gemeinsames Wirkungsgradverhalten

Energie aus Stromnetz

6,7%

9,8%

(Batterie & Ladegerät)

12,9%

Energiespeichersystem

88,1%

Antriebsenergie am Rad 70,6%

Dissipative Verluste -

Luftwiderstand 55,3% Rollwiderstand Bremsen (mechanisch)

15,3%

11,9%

3,4%

Rekuperation

Antriebsstrangverluste

Abb. 4.15    Veranschaulichung des mittleren Energieflusses des synthetischen BEV beim Standard-Fahrprofil

204

4  Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen …

abgeleitet. Die ermittelten Verluste beziehen sich also auf die Verluste des Ladegeräts inkl. der Verluste innerhalb der Batterie (Lade-, Entladeverluste). Bezogen auf den Energieinput aus dem Stromnetz ergeben sich so Verluste um 15 %. Der Energiebedarf der Zusatzverbraucher (Klimaanlage, Heizung, Bordnetz) wird anhand des Leistungsbedarfs der jeweiligen Komponenten und der Fahrdauer beim entsprechenden Fahrprofil berechnet. Bezogen auf die von der Batterie abgegebene Energie entspricht dies ca. 10 %. Die Antriebsstrangverluste von der Batterie zum Rad (Umrichter, Elektromotor, Reibungsverluste) konnten durch die Prüfstandmessungen in der Form von Willans-Geraden abgeleitet werden (vgl. Abschn. 4.3.4), und betragen 6,7 % der von der Batterie abgegebenen Energie. Ein Teil der am Rad abgesetzten Energie wird als kinetische Energie im Fahrzeug gespeichert und kann bei einer Verzögerung rekuperiert werden. Beim Standard-Fahrprofil sind dies ca. 21 % der gesamten Antriebsenergie. Jedoch fallen auch hier entsprechende Antriebsstrangverluste an. Die übrigbleibende zurückgewonnene elektrische Energie kann dann wieder in der Batterie gespeichert werden. Auch bei diesem Vorgang fallen entsprechende Batterieverluste an, welche bereits in den Speicherverlusten berücksichtigt sind.

4.3.7 Einfluss von unterschiedlichen Autobahngeschwindigkeiten Der Luftwiderstand eines Fahrzeugs nimmt mit zunehmender Geschwindigkeit exponentiell zu. Demnach ist auf der Autobahn der Luftwiderstand bzw. die entsprechende Fahrgeschwindigkeit der dominierende Einflussfaktor auf den Verbrauch. Im Weiteren wird mithilfe einer Simulation der synthetischen Fahrzeuge die Abhängigkeit des Verbrauchs von der maximal zulässigen Geschwindigkeit auf der Autobahn ermittelt. Die verschiedenen Fahrprofilen (STD, CITY, AB) gewichten den Autobahnanteil jeweils unterschiedlich (vgl. Abschn. 4.3.1). Als Basis dient hier der Extra-High Abschnitt des WLTC. Dieser Abschnitt wurde angepasst um verschiedene Autobahngeschwindigkeiten darzustellen ohne dabei das Beschleunigungsprofil zu stark zu beeinflussen (Abb. 4.16). Die Dynamikdaten des Autobahnabschnitts sind in Tab. 4.5 festgehalten. Die Verbrauchsberechnungen wurden für jede Modifikation des Geschwindigkeitsprofils neu durchgeführt und mit den anderen Streckenabschnitten (Innerstädtisch, Überland) gewichtet. Um aufzuzeigen, wie sich die Modifikationen auf die reine Autobahnfahrt auswirken, wurde auch eine Variante ohne Einbezug der anderen Streckenabschnitte berechnet. Zur Bestimmung der Verbrauchsfaktoren wurde der Verbrauch, der mit dem Basisfahrprofil ermittelt wurde, als Referenzgröße verwendet. Abb. 4.17 zeigt die Verbrauchsfaktoren für die verschiedenen Fahrprofile. Da alle rein verbrennungsmotorisch betriebenen Konzepte (Benzin, Diesel, CNG) auf einer Linie lagen, wurden diese zusammengefasst. Dasselbe gilt für die Hybridfahrzeuge und die rein elektrischen Antriebe. Die Hybridantriebsstränge sind generell im Nachteil, da

4.3  Ableitung des Kundenverbrauchs

205

WLTC W LTC

CITY

Geschwindigkeit [km/h]

180

STD ST TD

AB

160

140 120

Basis-Offset

100

Basis+Offset

80

Basis+2xOffset

60

Basis

40

20 0

Zeit

Abb. 4.16   Angepasste Fahrprofile im Autobahnzyklus zur Simulation verschiedener Autobahngeschwindigkeiten. Die Geschwindigkeitsprofile der anderen Abschnitte blieben unverändert Tab. 4.5  Dynamikparameter des zugrunde gelegten Autobahnabschnitts und den unterschiedlichen Modifikationen mittels eines 15 km/h Offsets auf die Grundkurve Basis

Basis − Offset Basis + Offset Basis + 2×Offset

Offset-Geschwindigkeit [km/h]

0

Max. Geschwindigkeit [km/h]

131,3

−15

Mittlere Geschwindigkeit [km/h] Max. Beschleunigung [m/s2] Mittlere pos. Beschleunigung

[m/s2]

Mittlere pos. Beschleunigung [m/s2]

15

30

116,3

146,3

161,3

92,0

81,7

102,3

112,5

1,1

1,1

1,2

1,5

0,3

0,3

0,3

0,3

−0,3

−0,4

−0,4

−0,4

das Hybridsystem mit zunehmender Geschwindigkeit nicht mehr helfen kann, den Verbrauch zu senken. Der reine Verbrennungsmotor kann bei höherer Last ggf. noch von einem idealen Wirkungsgrad bei Volllast profitieren, die Kompensationseffekte sind allerdings gering. Die Elektrofahrzeuge können bei höherer Last nicht von besseren Wirkungsgraden des Antriebsstrangs profitieren, daher ist der Verbrauchseinfluss etwas ausgeprägter im Vergleich zu den rein verbrennungsmotorischen Fahrzeugen. Es ist zu erkennen, dass der Geschwindigkeitseinfluss für Fahrprofile mit einem verhältnismäßig kleinen Autobahnanteil geringer ausfällt. Beim Standard-Fahrprofil sind es maximal 6–11 % Erhöhung – beim City-Fahrprofil mit sehr kleinem Autobahnanteil maximal 2–5 %. Beim Autobahn-Fahrprofil ist der Einfluss bereits stark spürbar, mit dem Maximum einer Verbrauchserhöhung von 18–27 %. Eine ausschließliche Autobahnfahrt zeigt das Maximum der Verbrauchserhöhungen auf. Ein Fahrzeug mit Verbrennungsmotor weist einen maximalen Verbrauchszuschlag von 27 %, ein BEV von 32 % und ein HEV oder ein PHEV im Hybridbetrieb weist einen Mehrverbrauch von knapp 36 % auf.

206

4  Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen …

Abb. 4.17   Verbrauchsfaktoren für die unterschiedlichen Fahrprofile; a Standard, b Stadtlastig, c Autobahnlastig, d Reine Autobahnfahrt ohne Überland- und innerstädtischen Betrieb



Würde das Standardfahrprofil und die Antriebsstrangeffizienz der synthetischen Fahrzeuge auf alle bestehenden Diesel- und Benzinfahrzeuge in Deutschland zutreffen, welche ca. 98,3 % des PKW-Bestandes im Jahr 2018 ausmachten (vgl. Abb. 1.31), könnte eine Geschwindigkeitsbegrenzung auf Autobahnen in Deutschland von 130 km/h, zu einer durchschnittlichen Energieeinsparung bei diesen Fahrzeugen von ca. 6 % führen (vgl. Abb. 4.17a, ICE). Bei Fahrzeugen mit alternativen Antriebstechnologien wirkt sich die Geschwindigkeitsbegrenzung stärker auf den Energieverbrauch aus. Entsprechend kann eine Geschwindigkeitsbegrenzung auf Autobahnen in Deutschland von 130 km/h die THG-Emissionen des Verkehrssektors ­reduzieren.

Literatur

207

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208

4  Tank-to-Wheel-Verbrauchswerte gemäß Prüfstandsmessungen …

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5

Gesamtkosten nach der Total Cost of Ownership Methodik (TCO) – Differenzierung nach Antriebsspezifischen Kosten

Im Folgenden werden die einzelnen Bestandteile der Gesamtkosten analysiert, die in Summe über den Lebensweg eines Fahrzeuges entstehen. Es werden die Kostenbestandteile nach der Total Cost of Ownership (TCO) Methodik (vgl. Abschn. 1.5.5 sowie Abschn. 1.7.3 und Formel 1.8) für die Referenzfahrzeuge betrachtet. Dies beinhaltet: • Annuitätische Anschaffungskosten bzw. Wertverlust, • Energie- bzw. Kraftstoffkosten, • Versicherungskosten, • Wartungs- bzw. Werkstattkosten, • Pauschale von 200 € p. a. für Sonstiges, z. B. Pflege, • Steuern, • (Entsorgungs- bzw. Recyclingkosten). Für Standardfahrzeuge werden diejenigen Kostenbestandteile einer TCO-Analyse untersucht, welche als kennzeichnend für eine Antriebstechnologie gelten (vgl. Abschn. 1.7.3, Formel 1.9). Abb. 5.1 zeigt die berücksichtigten und von der Untersuchung ausgeschlossenen Kostenbestandteile. Die verbleibenden werden als Gesamtkosten (TCO) exkl. Steuern und Versicherungen bezeichnet. Neben Steuern und Versicherungszahlungen beinhalten diese Gesamtkosten auch keine Entsorgungs- bzw. Recyclingkosten. Letzteres wird sowohl bei der Kostenbetrachtung von Referenz- als auch von Standardfahrzeugen ausgeschlossen. Hierzu besteht über diese Abhandlung hinaus ein weiterer Untersuchungsbedarf. Die Auswertung der Gesamtkosten für die Referenz- und Standardfahrzeuge erfolgt im Kap. 7.

© Springer Fachmedien Wiesbaden GmbH, ein Teil von Springer Nature 2019 M. Zapf et al., Kosteneffiziente und nachhaltige Automobile, https://doi.org/10.1007/978-3-658-24060-8_5

209

210

5  Gesamtkosten nach der Total Cost of Ownership Methodik (TCO) …

Von Untersuchung ausgeschlossen

In Untersuchung enthalten

Abb. 5.1   Gesamtkosten exkl. Steuern und Versicherungen – Berücksichtige Preisbestandteile bei der Untersuchung von Standardfahrzeugen

5.1 Annuitätenmethode An dieser Stelle wird die Annuitätenmethode der Investitionsrechnung erläutert, die hier grundsätzlich für die Umrechnung von Investitionsausgaben auf jährliche bzw. spezifische Kosten bezogen auf den Betrachtungszeitpunkt 2016 verwendet wird. Sie stellt eine dynamische Investitionskostenrechnung dar. Durch dynamische Investitionsrechnungen ist es im Allgemeinen möglich, Zahlungen mithilfe der Zinseszinsrechnung auf einen gemeinsamen Vergleichszeitpunkt ab- oder aufzudiskontieren. Zu den dynamischen Verfahren zählt auch die Kapitalwertmethode. Die Annuitätenmethode ist als Vereinfachung der Kapitalwertmethode zu verstehen. Beide sind nicht geeignet, um die Wirtschaftlichkeit einer konkreten Anlage zu bestimmen, wofür eine Finanzierungsrechnung unter Berücksichtigung aller Einnahmen und Ausgaben auf Basis eines Cashflow-Modells durchgeführt werden muss [1]. Mit der Annuitätenmethode werden alle Investitionsausgaben in gleich hohe jährliche Raten umgewandelt, diese werden als Annuitäten bezeichnet. Sie können ermittelt werden, in dem die Investitionsausgaben mit dem sogenannten Annuitätenfaktor gemäß Formel 5.1 multipliziert und so auf die Nutzungsperioden der Investition unter Berücksichtigung einer Verzinsung verteilt werden. „Der Anteil von Fremd- und Eigenkapital kann explizit durch die gewichteten durchschnittlichen Kapitalkosten (Weighted Average Cost of Capital – WACC) über den Diskontierungsfaktor (kalkulatorischer Zinssatz) in die Analyse einfließen. Er ist abhängig von der Höhe des Eigenkapitals, der Eigenkapitalrendite über die Nutzungsdauer, den Fremdkapitalkosten und dem Anteil des eingebrachten Fremdkapitals“ [1, S. 31]. In dieser Abhandlung wird der reale kalkulatorische Zinssatz für Privatkäufe mit 2 % und für alle sonstigen

211

5.1 Annuitätenmethode

Investitionen mit 5–8 %1 berücksichtigt. Der reale kalkulatorische Zinssatz ireal, ergibt sich aus dem nominalen kalkulatorischen Zinssatz abzüglich einer angenommenen Inflationsrate – hier 2 % p. a.2 Formel 5.1  Annuitätenfaktor, a [-]

a=

i × (1 + i)n (1 + i)n − 1

i Kalkulatorischer Zinssatz bzw. realer kalkulatorischer Zinssatz ireal [%] n Nutzungsdauer bzw. Lebenszyklus [a] Die Berechnung der jährlichen annuitätischen Kosten erfolgt nach Formel 5.2. Die jährlichen fixen und variablen Kosten werden bei dieser vereinfachten Kalkulation prozentual auf die Investitionsausgaben bezogen (nk,var bzw. nk,fix) – ohne Berücksichtigung einer Diskontierung. Dieser vereinfachte Ansatz wird angewandt, soweit keine exakten Daten zu den jährlichen Betriebskosten zur Verfügung stehen. Zudem werden gemäß Formel 5.2 keine Entsorgungskosten sowie kein Restwert berücksichtigt. Formel 5.2  Jährliche annuitätische Kosten, ka [€/a]   ka = a + nK,B × K0

nk,B = nK,var + nK,fix Investitionsausgaben K0 [€] nK,var Anteil der jährlichen variablen Betriebskosten an den Investitionsausgaben [%CAPEX p. a] nK,fix Anteil der jährlichen fixen Betriebskosten an den Investitionsausgaben [%CAPEX p. a] nK,B

Anteil der jährlichen Betriebskosten an den Investitionsausgaben

[%CAPEX p. a]

Die annuitätischen jährlichen Kosten können in spezifische Kosten nach Formel 5.3 umgerechnet werden. Formel 5.3  Spezifische Kosten, kS Monatliche Kosten, kS,M [€/Monat]:

kS,M =

Fahrtkosten, kS,K [€/km]:

kS,K =

Energiekosten, kS,E [€/kWh]:

kS,E =

Ea Jahresenergiemenge xa Jahresfahrleistung

15 %

ka 12 ka xa ka Ea

[kWh/a] [km/a]

für eigens durchgeführte Berechnungen, 5–8 % gemäß verschiedener referenzierter Studien.

2Erläuterungen

zum WACCreal insbesondere bezüglich Stromerzeugungsanlagen enthält [1].

212

5  Gesamtkosten nach der Total Cost of Ownership Methodik (TCO) …

5.2 Anschaffungskosten Die Fahrzeug-Anschaffungskosten werden in diesem Buch gemäß den Listenpreisen und der Annuitätenmethode nach Abschn. 5.1 in jährliche bzw. spezifische Kosten umgerechnet. Die Kosten für einen Fahrzeugnutzer weichen von diesem konstanten Betrag über die Lebensdauer des Fahrzeuges ab, soweit die Wertminderung nicht linear über den gesamten Lebenszyklus des Fahrzeuges verläuft. Die tatsächliche Wertminderung je Nutzungszeitraum wird über den Restwert nach der jeweiligen Nutzungsphase bestimmt. Gemäß [2] beträgt der durchschnittliche Restwert im Mittelklasse Segment 52,2 % nach 60.000 km bzw. nach 36 Monaten. Dieser Zeitraum – vor allem das erste Jahr – weist sehr hohe Wertverluste auf. Entsprechend weichen die jährlichen Kosten für die Anschaffung eines Fahrzeuges von den konstanten annuitätischen Beträgen ab. Durchschnittliche Wertverlustangaben nach 5 Jahren bzw. 75.000 km Laufleistung sind in der ADAC Kostenübersicht enthalten [3]. Der ADAC Autokatalog ermöglicht daneben die Berechnung unterschiedlicher Halte- und Laufleistungen über einen integrierten Kostenrechner. Die Wertverlustangaben werden aus den Gebrauchtwagennotierungen der Deutschen Automobil Treuhand (DAT) abgeleitet. In dieser Abhandlung werden die Gesamtkosten einer Technologie über den kompletten Lebenszyklus ermittelt. Es werden die Kosten für die Fahrzeuganschaffung auf monatliche Zahlungen umgerechnet, die anfallen, soweit ausschließlich ein Fahrzeughalter das betreffende Fahrzeug über den kompletten Lebensweg nutzt. Zum Ende des Lebenszyklus wird kein Restwert des Fahrzeuges vorausgesetzt. Für Vergleichszwecke werden für die Referenzfahrzeuge im Betrachtungsjahr 2016 die TCO mit einem Restwert von 52,2 % der Anschaffungskosten nach den ersten 3 Jahren berechnet. Die Kosten für Überführung und Zulassung der Fahrzeuge werden nicht berücksichtigt, diese sind technologieneutral. Für alle repräsentativen PKW wird eine Gesamtlaufleistung von 200.000 km, eine jährliche Fahrstrecke von 15.000 km und ein daraus hervorgehender Lebenszyklus von 13 1/3 Jahren angenommen.3 Anhand Formel 5.1 und einem angenommenen Zinssatz (ireal) von 2 % ergibt sich ein Annuitätenfaktor von 0,086187. Beim City- und Autobahnfahrprofil wird eine zum Standardfahrprofil abweichende jährliche Fahrstrecke von 10.000 bzw. 20.000 km berücksichtigt, daraus resultiert ein Lebenszyklus von 20 bzw.

3In

den Jahren 2013 bis 2016 lag die durchschnittliche Fahrstrecke von PKW in Deutschland zwischen 14.000 und 14.300 km [4]. Des Weiteren betrug das durchschnittliche Fahrzeugalter von allen PKW 9,4 Jahre (Stand: 1. Januar 2018). Mehr als 20 % aller PKW wiesen ein Alter zwischen 10 und 14 Jahre auf und mehr als 10 % ein Alter zwischen 15 und 19 Jahre [5].

213

5.3 Energiekosten

10 Jahre. Somit ergibt sich für diese Fahrprofile ein anderer Annuitätenfaktor als beim Standardfahrprofil. Die Vergleichbarkeit der Anschaffungspreise verschiedener Fahrzeuge ist aufgrund individuell abweichender Margen (vgl. Tab. 2.15) eingeschränkt. Aufgrund dessen werden die Anschaffungspreise der Standardfahrzeuge im Jahr 2016 durch einen Vergleich mit Herstellkosten und einheitlichen Listenpreisfaktoren im Kap. 2 auf Plausibilität geprüft. Dort sind auch die Anschaffungskosten für die Referenz- und Standardfahrzeuge aus 2016 angegeben.

5.3 Energiekosten Die Energiekosten bei Automobilen ergeben sich anhand der Kraftstoff- bzw. Energiepreise und den Fahrzeugverbrauchswerten nach Formel 5.4. Formel 5.4  Spezifische Energiekosten, kE [€/km]

EC × pE 100 EC Energy Consumption/Energieverbrauch [kWh/100 km] pE Energie- bzw. Kraftstoffpreis [€/kWh] kE =

Der monatliche Energiekostenbetrag ergibt sich aus den spezifischen Energiekosten und der monatlichen Laufleistung – welche standardmäßig in dieser Abhandlung 1250 km beträgt.4 Die Energiepreise der unterschiedlichen Energieträger im Jahr 2016 sind im Abschn. 5.3.5 aufgeführt. Diese Preise setzen sich aus den Kosten für die Produktbeschaffung, der Energiesteuer sowie aus den Kosten für die Verteilung und den Vertrieb zusammen. Alle angegebenen Werte für Energiepreise beziehen sich auf die Heizwerte (Low Heating Value – LHV) der Kraftstoffe, soweit kein expliziter Hinweis auf den Brennwert (High Heating Value – HHV) gegeben wird.

5.3.1 Fossile Kraftstoffe Die Zusammensetzung der fossilen Kraftstoffpreise für Super Benzin E5 und Diesel B7 sind für die Jahre 2013 bis 2017 in Tab. 5.1 und 5.2 aufgeführt. Diese Preise entsprechen den Statistiken aus [6], die vom Mineralölwirtschaftsverband in Zusammenarbeit mit dem Statistischen Bundesamt erstellt werden.

4Monatliche

Laufleistung weicht beim Autobahn- und City-Fahrprofil von 1250 km ab.

214

5  Gesamtkosten nach der Total Cost of Ownership Methodik (TCO) …

Tab. 5.1  Zusammensetzung des Benzinpreises, in Anlehnung an [6] Super E 5   60 g/km TTW

HFCEV H2 erneuerbar

0,25

NEFZ: < 60 g/km TTW BEV Strommi x DE 50 ct/kWh

ICEV SLF Di esel 0,24

Zei tweise bzw. Individuell

text Fa hrzeuge unterhalb 60 €/t

ICEV SNG-CH4

0,23

ICEV SNG-CH4 Mono HEV SLF Di esel ICEV SNG-H2 ICEV SLF-Benzin

0,22

HEV SNG CH4 Mono ICEV Bi omethan PHEV SLF PV-EV (UF 0,6) ICEV Bi omethan Mono

0,21 60 €/t

0,20

4 tCO2eq bei 200.000 km

PHEV HEV Modus SLF

PHEV SLF Strommi x DE (UF 0,6)

4.000 € bei 200.000 km

PHEV Strommi x DE (UF 0,6) HEV SLF-Benzin BEV Strommi x DE HEV SNG-H2 Mono

PHEV HEV Modus ICEV Bi odiesel B7 HEV Di esel ICEV Di esel HEV Bi odiesel B7 ICEV CNG ICEV Etha nol E10

BEV Erdga sverstromung

HEV Bi omethan Mono BEV PV-EV/Strommix DE 50:50

0,19

ICEV CNG Mono HEV CNG HEV Benzin HEV Etha nol E10

BEV Sma rt Cha rging Windstrom

0 €/t

BEV PV-Ei genversorgung

0,18

ICEV Benzin

HEV CNG Mono 0,17 0,16 0

20

40

60

80

100

GCL

120

140

160

180

200

SPEZ. THG-EMISSIONEN (LCA) [gCO2eq/km]

Abb. 7.19   Kosten und THG-Emissionen je Standardfahrzeug und Energieträger 2030

Kundenverbrauchs- auf die NEFZ-Werte erfolgt analog zum Jahr 2016, beschrieben im Abschn. 7.2.1.1. Aus Abb. 7.19 sowie Abb. 7.10 wird ersichtlich, dass TTW-Grenzwerte von 95 und 60 gCO2 /km mittels PHEV und teilweise mittels HEV eingehalten werden können. Besonders vorteilhaft sind HFCEV und BEV, welche Nullemissionsfahrzeuge bei einer TTW-Betrachtung darstellen. Abb. 7.19 verdeutlicht, dass die THG-Emissionen (LCA) aller verbrennungsmotorischen Fahrzeuge auf einem ähnlichen Niveau sowie z. T. unter dem Niveau von PHEV, HFCEV und BEV liegen, soweit erneuerbare Energieträger eingesetzt werden. Nahezu jede Antriebstechnologie führt 2030 zu geringeren CO2-Vermeidungskosten als 475 €/t. CO2-Vermeidungskosten sowie THG-Minderungen gegenüber der Benzin-Referenz sind in Abb. 7.20 dargelegt. Sowohl in dieser Grafik wie auch in Abb. 7.19 ist die dem Global Carbon Law (GCL) entsprechende THG-Einsparung gegenüber 2016 von 50 % markiert. Das Global Carbon Law wird im Abschn. 1.4.3 sowie eine entsprechende Bewertungsmethodik für Technologien im Abschn. 1.8.2 vorgestellt. Die folgenden Ausführungen bauen darauf auf. HEV stellen sich mit CO2-Vermeidungskosten kleiner 60 €/t als kostengünstigste Technologie zur THG-Minderung im Jahr 2030 heraus. Jedoch stellen diese eine non-GCL-Technologie dar, soweit ausschließlich fossile Kraftstoffe bzw. E10 und B7 eingesetzt werden. Dies trifft auch auf jegliche ICEV mit fossilen Kraftstoffen zu. Daraus resultiert, dass bis zum Jahr 2030, soweit die Beimischung flüssiger biogener Kraftstoffe analog zum Jahr 2016 begrenzt bleibt, teilweise synthetische Kraftstoffe eingesetzt werden müssen, um das Global Carbon Law mit Benzin- und Dieselfahrzeugen einzuhalten. Bei CNG-Fahrzeugen kann das Global Carbon Law sowohl durch eine Beimischung von Biomethan als auch von SNG eingehalten werden.

7  Reale Treibhausgasemissionen und Gesamtkosten …

900

CO 2-VERMEIDUNGSKOSTEN BZW. JÄHRLICHE EINSPARUNG GEGENÜBER DER BENZIN-REFERENZ IM JAHR 2030 / THG-EINSPARUNG GEGENÜBER DER B ENZIN-REFERENZ 2016 - FÜR STANDARDFAHRZEUGE MIT STANDARD-FAHRPROFIL - LOW O IL PRICE

1000

ICEV CNG

ICEV Diesel

379

262

339

469

503

420 0

20,0%

3

171

90

94

251

179

147

189 103

-1

0,0%

CO2-VERMEIDUNGSKOSTEN BZW. JÄHRLICHE EINSPARUNG GEGENÜBER BENZIN-REFERENZ

THG-EINSPARUNG GEGENÜBER BENZIN-REFERENZ 2016

HFCEV H2 ERNEUERBAR

BEV ERDGASVERSTROMUNG

BEV STROMMIX DE 50 CT/KWH

BEV PV-EV/STROMMIX DE 50:50

-20,0% BEV SMART CHARGING WINDSTROM

BEV STROMMIX DE

BEV PV-EIGENVERSORGUNG -78

PHEV SLF PV-EV (UF 0,6)

PHEV HEV MODUS SLF

PHEV SLF STROMMIX DE (UF 0,6)

PHEV STROMMIX DE (UF 0,6)

PHEV HEV MODUS

HEV SNG-H2 MONO

HEV SNG CH4 MONO

ICEV SNG-CH4 MONO

HEV BIOMETHAN MONO

ICEV BIOMETHAN MONO

ICEV SNG-CH4

ICEV SNG-H2

ICEV BIOMETHAN

-58 HEV CNG

HEV CNG MONO

ICEV CNG

ICEV CNG MONO

HEV SLF DIESEL

ICEV SLF DIESEL

HEV DIESEL

HEV BIODIESEL B7

ICEV DIESEL

ICEV BIODIESEL B7

HEV SLF-BENZIN

-59 HEV ETHANOL E10

ICEV SLF-BENZIN

-74 HEV BENZIN

ICEV ETHANOL E10

-200

60,0% GCL 40,0%

-6

0 NEGATIVER BETRAG: JÄHRLICHE EINSPARUNG [€/a]

345

406 300

412 2

338

262

209

244

305

400

469

622

653

80,0%

600

200

100,0%

H2

BEV

PHEV

800

146

POSITIVER BETRAG: CO2-VERMEIDUNGSKOSTEN [€/t]

ICEV Benzin

THG-EINSPARUNG GGÜ. BENZIN-REFERENZ 2016

340

ZEITWEISE BZW. INDIVIDUELL

Abb. 7.20   Kosten und THG-Emissionen gegenüber der Benzin-Referenz für Standardfahrzeuge mit Standard-Fahrprofil 2030

Da größere Effizienzpotenziale beim Ottomotor im Vergleich zum Dieselmotor bis 2030 bestehen (vgl. Abschn. 6.1.2), wird unterstellt, dass sich die Verbrauchswerte von ICEV zukünftig angleichen. Zusätzlich wird eine minimale Steigerung der Mehrkosten beim Diesel- im Vergleich zum Benzinfahrzeug gegenüber 2016 angenommen. Beides würde in Kombination dazu führen, dass Dieselfahrzeuge keine kosteneffiziente Technologie zur THG-Minderung im Jahr 2030 darstellen. Werden die WTT-Emissionsfaktoren des JEC aus [2] berücksichtigt, besteht mit den angenommen Verbrauchswerten für konventionelle Dieselfahrzeuge nahezu keine THG-Minderung gegenüber einem konventionellen Benzinfahrzeug im Jahr 2030 ( 60 g/km TTW NEFZ: < 60 g/km TTW

0,250

4 tCO2eq bei 200.000 km

BEV Strommi x DE 50 ct/kWh t

0,240 0,230

PHEV SLF Strommi x DE (UF 0,6)

0,220

0,210

HEV SLF Di esel ICEV SNG-CH4 PHEV HEV Modus SLF ICEV SNG-CH4 Mono ICEV SLF-Benzin

ICEV V SNG-H2 ICEV Bi omethan o

ICEV Bi omethan n Mono PHEV SLF PV-EV (UF U 0,6) BEV Strommi m x DE HEV SNG-H2 H Mono

0,200 0,190

0 €/t

4.000 € bei 200.000 km

ICEV SLF Di esel

HFCEV H2 erneuerbar n

125 €/t

Zei tweise bzw. Individuell text Fa hrzeuge unterhalb 60 €/t

PHEV Strommi x DE (UF 0,6) ICEV Bi odiesel B7 ICEV Di esel PHEV HEV Modus

HEV Bi odiesel B7 HEV Di esel

HEV SNG CH4 Mono HEV SLF-Benzin HEV Bi omethan Mono

ICEV CNG HEV CNG

BEV PV-EV/Strommix DE 50:50

HEV CNG Mono

0,180

ICEV CNG Mono

ICEV Etha nol E10 HEV BenzinICEV Benzin HEV Etha nol E10

BEV Sma rt Cha rging Windstrom

0,170

BEV PV-Ei genversorgung

0,160 0

20

GCL

40

60

80

100

120

140

160

180

200

SPEZ. THG-EMISSIONEN (LCA) [gCO2eq/km]

Abb. 7.33   Kosten und THG-Emissionen je Standardfahrzeug und Energieträger 2050

Damit die weltweiten THG-Minderungsziele eingehalten werden, können bis zum Jahr 2050 keinerlei fossile Kraftstoffe mehr eingesetzt werden. Die THG-Minderung gegenüber der Benzin-Referenz im Jahr 2016 beträgt unter dem Einsatz fossiler Kraftstoffe maximal 50 % bei HEV und 65 % bei PHEV. Werden erneuerbare Energieträger eingesetzt, sind die THG-Emissionen für nahezu alle Antriebstechnologien auf einem relativ ähnlichen Niveau. PHEV weisen unabhängig vom Energiebezug und Utility Factor höhere CO2-Vermeidungskosten als HEV im Jahr 2050 auf, wobei mit einer vollständigen PV-Eigenversorgung unter Vermeidung von Stromüberschüssen minimale Kostenunterschiede zu einem HEV bestehen. Aufgrund der zeitlich und mengenmäßig begrenzten Verfügbarkeit von Stromüberschüssen, ist eine PV-Eigenversorgung jedoch nur zeitweise möglich. Dieselfahrzeuge, PHEV und HFCEV stellen vermutlich die teuersten Technologien zur THG-Minderung im Jahr 2050 dar. Werden die WTT-Emissionsfaktoren des JEC aus [2] berücksichtigt, bestehen im Jahr 2050 bei ICEV mit fossilem Diesel höhere THG-Emissionen gegenüber ICEV mit fossilem Benzin (