Auswirkungen neuer Anwendungsverbote für Flammschutzmittel in Kunststoffen auf das Recycling von Altfahrzeugen

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KunststoffeKunststoffe

Auswirkungen neuer Anwendungsverbote für Flammschutzmittel in Kunststoffen

auf das Recycling von Altfahrzeugen

Georg Mehlhart, Alexandra Möck und Daniel Goldmann

1. Wo findet sich DecaBDE in Altfahrzeugen? ...290

2. Könnte man die belasteten Komponenten während der Fahrzeugzerlegung entnehmen? ...293

2.1. Erforderliche Informationen ...293

2.2. Erforderlicher Aufwand bei der Vorbehandlung ...294

2.3. Schlussfolgerungen hinsichtlich einer Entnahme von PBDE-haltigen Komponenten im Zerlegebetrieb ...295

3. Separierung und Verbleib von PBDE und DecaBDE in Schredderrückständen ...296

4. Analyseergebnisse für unterschiedliche Outputfraktionen ...298

5. Schlussfolgerungen und Ausblick ...303

6. Quellen ...304 Bereits in der Vergangenheit sind eine Reihe polybromierter Diphenylether (PBDE) in die Liste der Stockholm Konvention der persistenten organischen Schadstoffe (POP) aufgenommen worden. Im Jahr 2017 wurde nun zusätzlich DecaBDE aufgenommen. Im Resultat ergeben sich daraus zum einen Anwendungsverbote, zum anderen Vorgaben für die Abfallbehandlung. Insbesondere wurden in der Fachöffentlichkeit die Festle- gungen in der EU-POP-Regulierung zum maximalen Gehalt an PBDE (nun inklusive DecaBDE) in Sekundärrohstoffen diskutiert. Das EU Parlament hat sich diesbezüglich für 10 mg/kg ausgesprochen und der EU Rat votierte im November 2018 für 500 mg/kg.

Zum Zeitpunkt der Drucklegung für diese Veröffentlichung waren die Verhandlungen zwischen Parlament und Rat hierzu noch nicht abgeschlossen.

Decabromdiphenylether (DecaBDE) ist ein Flammschutzmittel. Die gesamte Weltpro- duktion von DecaBDE lag im Zeitraum 1970 bis 2005 zwischen 1,1 bis 1,25 Millionen Tonnen [7]. Daten über die Verwendung von DecaBDE zeigen, dass vor 2008 80 bis 90 % in Elektro- und Elektronikgeräten verwendet wurden und die restlichen 10 bis 20 % auf Textilanwendungen entfallen [7]. Untersuchungen für die EU [22] und [25] bestätigen diese Aufteilung. Laut [22], gibt es allerdings keine ausreichenden Daten, um das Ausmaß, der daraus resultierenden Freisetzungen von DecaBDE in die Umwelt zu bestimmen.

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Kunststoffe

Bereits 2005 wurde auf europäischer Ebene entschieden, dass PBDE nur noch mit maximal 0,1 Gew.-% je homogenem Werkstoff von Elektro- und Elektronikproduk- ten enthalten sein darf [12]. Zunächst sollte DecaBDE von diesen Einschränkungen ausgenommen werden. Nach einer Entscheidung des Europäischen Gerichtshofes ist seit Mitte 2008 das Inverkehrbringen von Elektro- und Elektronikprodukten mit Kunststoffen, die den Grenzwert überschreiten aber nicht mehr zulässig. Da DecaBDE als Flammschutzmittel typischerweise in Anteilen von 10 % bis 15 % dem Kunststoff zugemischt wurde, lief diese Begrenzung im Resultat auf ein Anwendungsverbot in Elektro- und Elektronikprodukten hinaus. Diese Regelung wurde aber nicht unmittelbar auf andere Produkte übertragen.

Infolgedessen hat sich das Nutzungsprofil dahingehend geändert, dass Fahrzeuge und Textilien nach dem Anwendungsverbot in Elektro- und Elektronikprodukten einen wesentlich größeren Anteil am DecaBDE-Einsatz ausmachten [7].

Für die europäische Automobilindustrie wurde DecaBDE erst im Februar 2017 durch eine Änderung der REACH-Verordnung in seiner Anwendung mit Wirkung vom 2. März 2019 eingeschränkt. Diese Festlegungen in REACH werden durch die aktuell anstehende Änderung der EU-POP-Regulierung überholt.

Im vorliegenden Artikel werden die verfügbaren Informationen zu DecaBDE in Alt- fahrzeugen zusammengeführt und mögliche Auswirkungen der EU-POP-Regulierung auf den Umgang mit Altfahrzeugen diskutiert. Begründungen für die Setzung der Grenzwerte werden hier nicht diskutiert.

1. Wo findet sich DecaBDE in Altfahrzeugen?

In [16] nennt Volkswagen für das Jahr 2013 Fahrzeugkomponenten und die darin enthaltenen Materialen, in denen DecaBDE in Konzentrationen von > 0,1 Gew.-%

vorkommen können (Tabelle 1).

Tabelle 1: Komponenten die möglicherweise DecaBDE enthalten in aktuellen Fahrzeugen im Jahr 2013

Komponenten Material Schrumpfschlauch von Elektrokabeln (Anschlusskabel, Kabelbäume) in allen Teilen

des Fahrzeugs (z.B. Heckscheibe, Außenspiegelhalterung, Antennenanschluss, Verschiedene Thermoplaste Airbagmodul, etc.)

Abdeckungen (Sitze, alle Teile inkl. Kopfstütze), Hutablage, Türverkleidung,

Dachverkleidung, A-/B-/C-/DSäulenverkleidung) Kunstleder Kraftstoffleitungen und dergleichen (Schrumpfabschnitte) Thermoplastische Kunststoffe

Kabelbäume aus TPS-SEBS TPS-SEBS

Polsterkissen (Scheuerschutz) PA 6.6-Textil

Stoßfänger (gelegentlich) Klebstoff

Quelle: Mehlhart, G.; Möck, A.; Goldmann, D. (2018): Effects on ELV waste management as a consequence of the decisions from the Stockholm Convention on DecaBDE, Oeko-Institut (2018), commissioned by ACEA

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In einer Präsentation im Jahr 2015 berichtete ACEA [1] von einer sektorweiten Un- tersuchung, nach der DecaBDE in den folgenden Materialien gefunden wurde: PE, PP, Klebstoffe, Mikrofaserpolyester, TPS-SEBS, Nylon und typische Anwendungen, Sitzbezüge, Kühlventilatoren und Schläuche, elektrische Schalter und Gehäuse, Schrumpfschläuche, Kraftstoffsysteme, Tunnelisolierungen und Dichtungen.

In [16] finden sich weitere detaillierte Angaben der Zulieferer der Automobilindustrie, unter anderem zu den jeweiligen Konzentrationen in den unterschiedlichen Materialien und Produkten sowie Angaben zum Zeitpunkt, ab dem DecaBDE nicht mehr verwendet wurde. Demnach bestätigt sich die Vermutung, dass DecaBDE in einer Vielzahl von Komponenten in Altfahrzeugen vorkommen kann. Auch wenn die Verwendung ab 2008 zurückging, kann nicht ausgeschlossen werden, dass auch in einzelnen Fahrzeugen, die 2018 auf den Markt gebracht wurden, noch Komponenten verbaut wurden, die Materialien mit DecaBDE in Konzentrationen über 0,1 Gew.-% enthalten.

Unabhängige Analysen solcher Materialien und Komponenten liegen nur vereinzelt vor.

Laut [17] findet sich DecaBDE häufig in Fahrzeugteilen aus harten ABS- und HIPS- Kunststoffen, Elektronikteilen und deren Gehäuse sowie in Fahrzeugtextilien, insbesondere Sitzen und Kunstleder für Sitzbezüge und Innenverkleidungen. Typischerweise wurden 10 bis 15 % des DecaBDE-Gewichts den Kunststoffen zugesetzt. Textilien enthalten maximal 12 % davon [6].

Tabelle 2 zeigt eine Zusammenstellung von Ergebnissen unterschiedlicher Untersu- chungen auf DecaBDE. Zum Teil sind allerdings die Originalquellen nicht öffentlich verfügbar. Daher ist nicht immer klar, ob die Proben aufgrund einer gezielten Ver- mutung auf hohe DecaBDE-Gehalte genommen wurden oder ob es sich um zufällige Stichproben handelt.

Die höchsten Werte weisen die Sitzbezüge auf: 22.500 mg/kg für den Pontiac 1997 und 22.700 mg/kg für den Mazda 1998. Für die weiteren hohen Werte (27.000 mg/kg für Sitzbezüge, 17.000 mg/kg für Innenmaterial und 7 000 mg/kg für Schallschutzma- terial) steht die Originalquelle nicht öffentlich zur Verfügung. Automarke, Alter des Fahrzeuges, das Material und ob es sich um Kunstleder handelt oder nicht, ist daher zurzeit nicht nachvollziehbar.

Tabelle 2: DecaBDE in Fahrzeugkomponenten/Materialien – Fortsetzung nächste Seite Komponente / Material Land Anzahl Erkennungs- Konzentration min max

[Quelle] Proben rate mg/kg mg/kg mg/kg

Sitzbezug, NL

Pontiac transport 1997 [IVM u. IVAM] 1 1 22.500

Sitzbezug, NL

Mazda 1998 [IVM u. IVAM] 1 1 22.700

Autositze, NL 131

1974–2002 [IVM u. IVAM] 11 2  nd (#)

Sitzbezug, NL

Chrysler Saratoga 1991 [IVM u. IVAM] 1 1 256

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Kunststoffe

Abgesehen von diesen fünf Proben mit hohen Werten, liegen alle Werte in der über- prüften Literatur zwischen 0 und 522 mg/kg.

Tabelle 2: DecaBDE in Fahrzeugkomponenten/Materialien – Fortsetzung

Komponente / Material Land Anzahl Erkennungs- Konzentration min max [Quelle] Proben rate mg/kg mg/kg mg/kg Sitzschaumstoff (PUF), NL

Pontiac 1997 [IVM u. IVAM] 1 1 522

Sitzschaumstoff (PUF), NL

Mazda 1998 [IVM u. IVAM] 1 0 nd

Sitzschaumstoff (PUF), NL

US Autos (*) [IVM u. IVAM] 5 5  0,11 17

Interieur, NL 1 1 18

Pontiac 1997 [IVM u. IVAM]

Interieur, Mazda NL

1998 [IVM u. IVAM] 1 1 52

Verschiedene Bauteile NL

(**) [IVM u. IVAM] 11 0 nd

Sitzbezug NO [Mepex Consult AS] 1 1 27.000

Innenmaterial (Tür,

Dachhimmel, Abdeckung) NO [Mepex Consult AS] 1 1 17.000 Leiterplatte Probe 1 NO [Mepex Consult AS] 1 1 200 Leiterplatte Probe 2 NO [Mepex Consult AS] 1 0 nd Leiterplatte Probe 3 NO [Mepex Consult AS] 1 0 nd Leiterplatte Probe 4 NO [Mepex Consult AS] 1 1 33 Schallschutzmaterial Probe 1 NO [Mepex Consult AS] 1 0 nd Schallschutzmaterial Probe 2 NO [Mepex Consult AS] 1 1 7.000 Airbag-Material NO [Mepex Consult AS] 1 0 nd Kofferraummaterial NO [Mepex Consult AS] 1 0 nd Kühler, Außenmaterial NO [Mepex Consult AS] 1 0 nd Sitzschaumstoff (PUF) SE

(alte Autos) [Niinipuu] 17 14  nd 2,1

Interieur NL [Ballesteros- 2 0 nd

Gómez, A. et al.]

Interieur CN [Chen, S. J. et al.] 5 3 8

(*) US Autos = Chrysler (1993), Buick (1992), Ford (1993), Chevrolet (1999), Pontiac transport (1995) (**) z.B. Dachhimmel, leichte Abdeckung, Teppich, Stoßstange, Luftschlauch, Isoliermaterial nd = nicht nachgewiesen (detected)

(#) Wert eines 1998 gebauten Autos

Quellen: Ballesteros-Gómez, A.; de Boer, J.; Leonards, P.E.G. (2013): Novel analytical methods for flame retardants and plasticizers based on gas chromatography, comprehensive two-dimensional gas chromatography, and direct probe coupled to atmospheric pressure chemical ionization-high resolution time-of-flight-mass spectrometry. Analytical Chemistry, 85; Zitiert nach Bipro 2015a [5]

Chen, S.J.; Ma, Y.J.; Wang, J.; Tian, M.; Luo, X.J.; Chen, D.; Mai, B.X. (2010): Measurement and human exposure assessment of brominated flame retardants in household products from South China. Journal of Hazardous Materials, 176.; Zitiert nach Bipro 2015a [5]

Institute for Environmental Studies (IVM) & IVAM, University of Amsterdam (2013): POP-BDE waste streams in the Netherlands:

analysis and inventory. Report R13-16

Niinipuu (2013): A comparative evaluation of brominated compounds in end-of-life vehicles. Polybrominated diphenyl ethers and polybrominated dibenzo-pdioxins and dibenzofurans in car seats. Master’s thesis at the Department of Chemistry, Umeå University, Sweden; Zitiert nach Bipro 2015a [5]

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2. Könnte man die belasteten Komponenten während der Fahrzeugzerlegung entnehmen?

Die EU-POP-Regulierung erlaubt in Anhang V die Abfallbehandlung von POP-haltigen Abfällen in D9-, D10-, R1- und R4-Anlagen, wenn diese so betrieben werden, dass der Gehalt an persistenten organischen Schadstoffen zerstört oder unumkehrbar umgewandelt wird.

Hinsichtlich einer möglichen Vorbehandlung legt die EU-POP-Regulierung Folgendes fest:

Ein Vorbehandlungsverfahren vor der Zerstörung oder unumkehrbaren Umwandlung gemäß diesem Teil dieses Anhangs kann durchgeführt werden, vorausgesetzt, dass ein in Anhang IV aufgelisteter Stoff, der während der Vorbehandlung von dem Abfall isoliert wird, anschließend gemäß diesem Teil dieses Anhangs beseitigt wird. Wenn nur ein Teil eines Produkts oder Abfalls, wie ein Altgerät, persistente organische Schadstoffe enthält oder mit diesen verunreinigt ist, so wird dieser abgesondert und dann gemäß dieser Verordnung entsorgt.

In diesem Zusammenhang ist zu klären, wo und wie diese Absonderung stattfinden kann.

Um die Frage zu beurteilen, ob eine Entnahme bereits im Zuge der Vorbehandlung und der Entnahme anderer Komponenten mit gefährlichen Eigenschaften erfolgen kann, ist zu prüfen, ob die erforderlichen Informationen den Zerlegebetrieben verfügbar gemacht werden können, welche Effekte der zusätzliche Aufwand bei den Zerlegebe- trieben verursachen würde und wie die separierten Komponenten entsorgt würden.

2.1. Erforderliche Informationen

Theoretisch könnte die Information über Komponenten, die Materialien mit DecaBDE enthalten, aus der Datenbank International Material Data System (IMDS) ersichtlich sein.

IMDS wurde im Jahr 2000 eingeführt und soll als leicht zugängliches Online-System den Fahrzeugherstellern und ihrer Lieferkette helfen, die Stoff- und Materialzusam- mensetzung ihrer Komponenten zu erfassen und zu verfolgen. Das System zielt nicht nur auf die Einhaltung der Gesetze, sondern ist auch integraler Bestandteil der Quali- tätsprozesse der Branche. Zu den heutigen Systembenutzern gehören

• rund vierzig Markenhersteller, die mehr als 90 verschiedene Fahrzeugmarken re- präsentieren und

• mehr als 120.000 Automobilzulieferer von Materialien und Komponenten.

IMDS ist aus technischen und wettbewerblichen Gründen kein Full Material Disclosure- System, sondern die Lieferanten sind lediglich verpflichtet 90 % der im Material/Bauteil verwendeten Stoffe zu melden. Die in der Global Automotive Declarable Substance List (GADSL) aufgeführten Materialien müssen jedoch unabhängig von ihrem Anteil

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Kunststoffe

im IMDS gemeldet werden. DecaBDE wurde erstmals 2005 in GADSL gelistet. Dem- nach kann geschlossen werden, dass spätestens seit 2005 die Informationen vorliegen, in welchen Komponenten DecaBDE verwendet wurde.

Allerdings sind die Benennungen gleicher Produkte sehr unterschiedlich. In vielen Fällen werden herstellerspezifische Abkürzungen und Produktnomenklaturen verwendet. Zudem erfolgt die Benennung in verschiedenen Sprachen ohne Standardüberset- zungen. Weiterhin ist nicht festzustellen, ob die Komponente/das Material lediglich von einem Lieferanten angeboten, aber nie von einem Fahrzeughersteller verwendet wurde. Da IMDS keinen Verweis auf die Stückliste der Fahrzeughersteller bereitstellt, ist aus IMDS auch nicht ersichtlich, welche Komponente/welches Material in welchem Fahrzeug verwendet wird.

Mit IMDS ist es also nicht möglich eine Abfrage für die einzelnen Fahrzeuge (zum Beispiel anhand der Vehicle Indentification Number (VIN)) durchzuführen und zu überprüfen welche Komponenten/Materialien in diesem Fahrzeug tatsächlich verbaut sind.

Nur die Fahrzeughersteller selbst sind in der Lage diese Informationen mit einer Stück- liste zu kombinieren. Diese Stücklisten werden aber aus verständlichen Gründen als ökonomisch sensible Informationen betrachtet und die Hersteller haben kein Interesse an einer Veröffentlichung. Zudem sind die Stücklisten praktisch individuell für jedes Fahrzeug, da auch innerhalb von Modellen sowohl die Ausstattung unterschiedlich ist als auch unterschiedliche Lieferanten zum Zuge kommen können. Ob eine Verknüp- fung von IMDS mit den Stücklisten für den Altbestand rückwirkend (z.B. bis 2005) technisch möglich wäre und ob diese Stücklisten allen Herstellern noch vorliegen, ist derzeit nicht geklärt.

2.2. Erforderlicher Aufwand bei der Vorbehandlung

Wie zuvor dargelegt, können sich Komponenten, die Materialien mit DecaBDE enthalten, an vielen Stellen im Fahrzeug befinden. Sowohl in den Sitzbezügen, den Innenverkleidungen als auch z.B. als Schrumpfschläuche der Kabelverbindungen.

Kabelverbindungen finden sich inzwischen in allen Bereichen der Fahrzeuge, wie in Bild 1 dargestellt.

Bild 1:

Lage der Kabelbäume (in rot)

Quelle: Copyright Volkswagen

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Eine Entnahme der Kabelverbindungen, inklusive der Schrumpfschläuche, würde laut Untersuchungen eines Fahrzeugherstellers zwischen 2,75 und 4 Stunden benötigen [16].

Im Vergleich dazu wurde im Jahr 2002 für Deutschland für die Vorbehandlung ein Zeitaufwand von 60 bis maximal 140 Minuten festgestellt [26], wobei Zerlegebetriebe mit einer kleineren Anzahl an Altfahrzeugen pro Jahr offenbar aufgrund ihrer Ausstat- tung für die Vorbehandlung länger benötigten. In der 2002 durchgeführten Befragung gaben die Zerlegebetriebe an, dass Armaturenbretter, Stoßfänger, Kunststofftanks und Fenster jeweils in weniger als 20 Minuten entfernt werden können.

Hinsichtlich der wirtschaftlichen Rahmenbedingungen der Zerlegebetriebe zeigen sich in einer 2015 publizierten Studie für Frankreich starke Unterschiede für die einzelnen Betriebe. Der ermittelte Bereich liegt dabei zwischen 225 EUR Verlusten, die pro Altfahrzeug entstehen, bis zu 110 EUR Gewinn [27]. Allerdings ist die wirtschaftliche Bewertung der Altfahrzeug-Behandlungskette komplex, da die Mehrheit der Unter- nehmen keine spezifische Kostenrechnung für diese Aktivität hat. Stattdessen werden diese oft mit anderen Aktivitäten kombiniert wie Kauf/Verkauf von beschädigten Fahrzeugen und Gebrauchtfahrzeugen, Reparatur von Fahrzeugen, Verkauf von ge- brauchten Ersatzteilen und nicht zuletzt Handel mit Altmetall.

Anhand dieser Vergleichswerte aus der Literatur ist erkennbar, dass z.B. eine verpflich- tende Entnahme der Kabelbäume die Behandlung der Altfahrzeuge für die Zerlegebe- triebe allein aufgrund des Zeitaufwandes für die Zerlegung unrentabel machen würde.

2.3. Schlussfolgerungen hinsichtlich einer Entnahme von PBDE-haltigen Komponenten im Zerlegebetrieb

Derzeit besteht keine rechtliche Verpflichtung für die Hersteller die benötigten Infor- mationen für eine gezielte Entnahme von DecaBDE-haltigen Komponenten/Materialien in Altfahrzeugen bereitzustellen. Eine Änderung der Rechtslage würde entsprechende Zeit in Anspruch nehmen. Ob die Informationen für die derzeit anfallenden Altfahr- zeuge (mit einem Durchschnittsalter von 15 bis 20 Jahren) den Fahrzeugherstellern überhaupt noch vorliegen und von diesen bereitgestellt werden können, ist nicht sicher.

Vor diesem Hintergrund könnten die Zerlegebetriebe zwar bestimmte Materialien/

Komponenten generell aus allen Fahrzeugen entnehmen, dabei ist aber die Zielgenau- igkeit einer solchen Entnahmen derzeit völlig unklar. Es ist damit zu rechnen, dass eine erhebliche Menge der entnommen Materialien/Produkte frei von PBDE ist.

Eine Prüfung im Zerlegebetrieb z.B. der Sitzbezüge und der Innenverkleidungen mit tragbaren Röntgenfluoreszenzanalyse (RFA)-Geräten ist zwar theoretisch denkbar, ignoriert aber völlig die Praxis der Zerlegebetriebe und ist angesichts der Kapazitäten der Überwachungsbehörden wohl auch nicht durchsetzbar.

Weiterhin würden die entnommen Materialien nicht nur wertvollen Platz bei den Zer- legebetrieben blockieren, sondern es ist auch davon auszugehen, dass diese separierten Materialien/Produkte aufgrund des geringen Metallgehaltes keinen Erlös erbringen, sondern zusätzliche Kosten verursachen.

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Kunststoffe

Zusammengefasst gibt es derzeit keinen praktikablen Ansatz, wie eine Entnahme von DecaBDE-belasteten Komponenten/Materialien durch die Zerlegebetriebe sicherge- stellt werden sollte.

Wie bereits zuvor festgestellt, würde dadurch die Zerlegung unrentabel und in der Folge wäre eine komplette Neuorganisation der Umsetzung der Herstellerverantwortung für Altfahrzeuge in der EU erforderlich. Bei gleichbleibendem Niveau der staatlichen Überwachung des Sektors wäre auch ein entsprechendes Ausweichen in graue und schwarze Märkte mehr als wahrscheinlich um die zusätzlichen Kosten für eine solche Entnahme zu vermeiden.

Solche Ausweicheffekte sind ja bereits unter den derzeitigen Rahmenbedingungen feststellbar [16a].

3. Separierung und Verbleib von PBDE und DecaBDE in Schredderrückständen

Die Erreichung der Ziele der Altfahrzeugrichtlinie mit ihren hohen Recycling- und Verwertungsquoten ist derzeit praktisch nur mit einer Nachbehandlung und auch Verwertung der Schredderrückstände erreichbar.

Bild 2 zeigt eine schematische Übersicht über den Schredderprozess und Bild 3 die Nachbehandlung der Schredderrückstände. Die beiden Prozesse können an einem Standort als integrierte Anlage realisiert werden, teilweise werden Schredderrückstände von kleineren Anlagen auch zu zentralen Nachbehandlungsanlagen transportiert. Im Einzelnen können sich für verschiedene Anlagen Unterschiede in der Konfiguration und im Siebschnitt ergeben, die Darstellung dient lediglich dem grundsätzlichen Verständnis.

Die in Bild 2 blau dargestellten Endprodukte, gehen in R4 Behandlungsanlagen. Da- runter versteht die EU-POP-Richtlinie Anlagen zur Verwertung/Rückgewinnung von Metallen und Metallverbindungen aus Rückständen der Eisen- und Stahlerzeugung wie Stäuben oder Schlämmen aus der Gasreinigung oder Walzzunder oder zinkhaltigen Fil- terstäuben aus Stahlwerken, Stäuben aus den Gasreinigungsanlagen von Kupferschmelzen und ähnlichen Abfällen sowie bleihaltigen Laugungsrückständen aus der NE-Metaller- zeugung. PCB-haltige Abfälle sind ausgenommen. Die Vorgänge beschränken sich auf die Rückgewinnung von Eisen und Eisenlegierungen (Hochofen, Schachtofen und Herdofen) und Nichteisenmetallen (Wälzrohrverfahren, Badschmelzverfahren in vertikalen oder horizontalen Öfen), sofern die betreffenden Anlagen als Mindestanforderung die in der Richtlinie 2000/76/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 4. Dezember 2000 über die Verbrennung von Abfällen ( 1 ) festgesetzten Grenzwerte für PCDD- und PCDF-Emissionen einhalten, unabhängig davon, ob die Anlagen unter die genannte Richtlinie fallen, und unbeschadet der sonstigen geltenden Bestimmungen der Richtlinie 2000/76/EG und der Bestimmungen der Richtlinie 96/61/EG.

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Bild 2: Schema des Schredderprozesses

Quelle: Mehlhart, G.; Möck, A.; Goldmann, D. (2018): Effects on ELV waste management as a consequence of the decisions from the Stockholm Convention on DecaBDE, Oeko-Institut (2018), commissioned by ACEA [überarbeitet}]

Zerlegebetrieb Trockenlegung/

Verwerfung

Schredder

Zerkleinerung

Windsichtung

Magnetscheider

SHF

Siebung

Staub

Zyklon- und

Venturiwäscher Schlamm

Fe SLF

PST

< 10 (15) mm 10 (15) – 40 mm 40 – 100 mm > 100 mm

PST Wirbelstrom-

scheider Handseparation

Reststoffe Al-Legierungen Cr-Ni-Stahl-Fe/Cu- Verbundwerkstoffe metallische

Fraktion

nicht-metallischer Anteil (inkl.

Cu-Kabel mit Ummantelung)

PST Dichte und

sensorbasierte Trennung

Mg Al Cu, Zn

Messing rost-

freier

Stahl PST: Schreddernachbehandlung

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Kunststoffe

Bild 3: Schema der Schreddernachbehandlung

Quelle: Mehlhart, G.; Möck, A.; Goldmann, D. (2018): Effects on ELV waste management as a consequence of the decisions from the Stockholm Convention on DecaBDE, Oeko-Institut (2018), commissioned by ACEA [überarbeitet}]

Die Kunststoffe mit hohem Anteil an Flammschutzmitteln haben typischerweise eine Dichte von > 1,24 g/cm³ und sollten daher überwiegend in dieser Fraktion zu finden sein. In diese Fraktion fällt auch PVC, das ohnehin abgetrennt werden muss, um eine Verwertung der Kunststoffe im Hochofen oder Zementwerk zu ermöglichen. Weiterhin sind in dieser Fraktion PET und GFK.

In die Fraktion < 1,1 g/cm³ fallen Kunststoffe wie PE, PP und ABS, in der Fraktion dazwischen unter anderem verschiedene Polyamide (PA) und Elastomere für Gum- mibänder und Dichtungen.

4. Analyseergebnisse für unterschiedliche Outputfraktionen

Die Analyse auf PBDE und DecaBDE ist aufwendig und kann nur in speziell zertifizier- ten Laboren durchgeführt werden. Aus diesem Grund liegt hierzu bisher auch nur eine begrenzte Anzahl veröffentlichter Messungen vor. Tabelle 3 zeigt Werte für DecaBDE, gemessen in verschiedenen Fraktionen aus Schredderrückständen.

Aufbereitung

Zerkleinerung

Windsichtung Magnetscheider

Siebung

Rohgranulat

Fe SLF

Siebung

Waschen und Dichtetrennung

Rückstände

Rohsand

Sand Metalle Rückstände

Rohsand

Rohfluff Agglomeration u.

Dichtetrennung

Fluff NE PVC-reiche Fraktion

> 1,24 g/cm³ ARN: > 1,3 g/cm³

> 1,1 < 1,24 g/cm³ ARN: < 1,1 > 1,3 g/cm³

< 1,1 g/cm³

weitere Abtrennung von Metallen

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KunststoffeKunststoffe Tabelle 3: DecaBDE-Gehalte in unterschiedlichen Schredder-Fraktionen

Quelle Land Herkunft/Outputfraktion der Probe DecaBDE

mg/kg

ASR: Faseranteil 70

ASR: < 1,1 g/cm³ (Hartkunststoff) 0,2 [IVM und IVAM] NL ASR : >1,1<1,3 g/cm³ (schwarzer Weichkunststoff) 5,5 ASR: >1,1<1,3 g/cm³ (schwarzer Hartkunststoff) 2 ASR: >1,1<1,3 g/cm³(farbig) 1 ASR: >1,1<1,3 g/cm³ (weiß/grau) 3,3

[COWI] NOR ASR Fluff 11–40

[Japanese Ministry JP ASR von 70 Autos vor 1996 190–590 (Ø 406) of the Environment] ASR von 70 Autos nach 2000 37–180 (Ø 123) [Japan Automobile Manufactors] JP ASR von Autos produziert 1999 335

ASR von Autos produziert 2011/12 120 ASR: Leichtfraktion (Textilien und Schaumstoff) 130–151 (Ø 138) ASR: gemischter Kunststoff geringer Dichte 11,5–229 (Ø 118) [Peacock, J.et al. (2012b)] UK

ASR: gemischter Kunststoff mittlerer Dichte 644–3.915 (Ø 2.163) ASR: gemischter Kunststoff hoher Dichte

(nur eine Probe) 1.357

[ELVES] Irland 201 Altautos (Ø 15a, 10-26a):

ASR 3,5

ASR Feinkorn 2,5

[Sinkkonen, S. et al.] FN ASR Leichtfraktion 0,01

[BRMA] UK ASR nd

[Mayer environmental] UK ASR; 400 Altautos (Ø 15a, 8-35 a) 3,1 gemischter SR: fiber fraction 155

[IVM und IVAM] NL gemischter SR: 0-1 g/cm³ 27

gemischter SR: <1,1 g/cm³ 6 gemischter SR: >1,1 <1,3 g/cm³ 810 gemischter SR

Der ASR wurde 2004/5 von den sieben Auto-

[Petreas, M.; Oros, D.] US schreddern in Kalifornien gesammelt (Hinweis: Ø 43,5 gemischter Input aus Autos und Großgeräten

(Kühlschränke, Öfen usw.))

[ARN Recycling] NL gem. SR 800

>1,1 <1,3 g/cm³ Kunststoffanteil mittlerer Dichte

WEEE SR gemischter Kunststoff <1 g/cm³ 12 [IVM und IVAM] NL gemischter Kunststoff >1<1.2 g/cm³ 6,4 gemischter Kunststoff >1.2 g/cm³ 40 WEEE SR gemischt (9 Proben) 550–3.300

[COWI] NOR WEEE Fluff 5–12

[Peacock, J. et al. (2012a)] UK WEEE SR 0,162–138.000

[Ma, J. et al.] CN WEEE SR 3,26 (0,98–6,39)

[Wäger, P. et al.] EU WEEE 500–3.000

ASR = Automotive Shredder Residue (Rückstand von Schreddern, die nur Fahrzeuge im Input haben)

gem. SR = gemischter Shredder Residue (Rückstand von Schreddern, die Fahrzeuge und anderes (z.B. Elektrogroßgeräte) im Input haben WEEE SR = Rückstand von Schreddern für Elektroaltgeräte

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Kunststoffe

In Tabelle 4 werden Ergebnisse für repräsentative Proben aus drei verschiedenen Schredderfraktionen auf DecaBDE dargestellt [2]:

• Gemischtes Feinkorn (mixed fines) sind Feinstoffe, zu denen die kleinsten Rück- stände gehören, die während der Aufbrechphase entstehen; es kann davon ausgegangen werden, dass sie eine Mischung aus Schaumstoff und Kunststoff enthalten.

• Gemischte Automobilkunststoffe (MAP10) bestehen aus Hartplastik, Gummi und Elastomeren (85 %), Fluff und Holz (10 %), Metallen (5 %).

• Ersatzbrennstoff (SRF30) besteht aus Textilien und Schaumstoff (40 bis 50 %), Elastomeren und Kunststoffen (30 bis 35 %), Holz (10 %), Inerten (5 %), Metallen (<1 %).

Aus den vorhandenen Materialmassenbilanzen wird in [2] geschätzt, dass 40 % im MAP 10 und 80 % der Materialien im SRF30-Strom aus ELVs stammen. Haushaltsgroßgeräte (von denen erwartet wird, dass sie etwa 13 % des Kunststoffs in MAP 10 ausmachen) enthalten wahrscheinlich Flammschutzmittel und können daher zum Gesamtgehalt an POPs in MAP 10 beitragen. In SRF 30 stammen 20 % nicht von ELVs und können

Quellen Tabelle 3:

ARN Recycling (2015): Turning waste into raw materials - ELV automotive plastics recycling. Zitiert nach Bipro 2015a [5]

British Metals Recycling Association, BRMA (2013): BREF Style Report. Metal Fragmentising Operations. Industrial Emissions Directive. Project Reference 71983

COWI (2013): End-of-life vehicles and environmental pollutants in material flows at shredder plants

ELVES (2015): Analysis of Automotive Shredder Residue from the Composition, Recycling and Recovery Trial for End of Life Vehicles in the Republic of Ireland, Feb 2016 (2nd Edition)

Institute for Environmental Studies (IVM) & IVAM, University of Amsterdam (2013): POP-BDE waste streams in the Netherlands:

analysis and inventory. Report R13-16

Japanese Ministry of the Environment (MOE) (2011): 2010 Survey to identify the characteristics of automotive shredder residue (summary). Zitiert nach Bipro 2015a [5]

Japan Automobile Manufactors (2015): Activities for exemption of recycled products from POPs Convention’s ban on decaBDE.

Zitiert nach Bipro 2015a [5]

Ma, J.; Addink, R.; Yun, S.; Cheng, J.; Wang, W.; Kannan, K. (2009): Dibenzofurans and polybrominated diphenyl ethers in soil, vegetation, workshop-floor dust, and electronic shredder residue from an electronic waste recycling facility and in soils from a chemical industrial complex in eastern China. Environmental Science & Technology, 43. Zitiert nach Bipro 2015a [5]

Mayer environmental (2016): Analysis of Automotive Shredder Residue from the Composition, Recycling and Recovery Trial for End of Life Vehicles in the United Kingdom. Report for SMMT

Peacock, J.; Turrell, J.; Lewin, K.; Glennie, E. (2012a): Analysis of Poly-Brominated Biphenyl Ethers (PBDEs) in Selected UK Waste Streams: PBDEs in waste electrical and electronic equipment (WEEE) and end of life vehicles (ELV); commissioned by Defra, WRc Report No.: UC8720.05

Peacock, J.; Turrell, J.; Lewin, K.; Glennie, E. (2012b): Analysis of Poly-Brominated Diphenyl Ethers (PBDEs) in UK Waste Streams:

PBDEs in end of life vehicles (ELV) commissioned by Defra, - Addendum to WRc Report

Petreas, M.; Oros, D. (2009): Polybrominated diphenyl ethers in California wastestreams. Chemosphere, 74. Zitiert nach Bipro 2015a [5]

Sinkkonen, S.; Paasivirta, J.; Lahtiperä, M.; Vattulainen, A. (2004): Screening of halogenated aromatic compounds in some raw material lots for an aluminum recycling plant. Environment International, 30. Zitiert nach Bipro 2015a [5]

Wäger, P.; Schluep, M.; Müller, E. (2010): RoHS substances in mixed plastics from waste electrical and electronic equipment. Swiss Federal Laboratories for Materials Science and Technology, Final report.

(13)

HBCD enthalten. Die Stichprobe wurde zwischen November 2015 und Januar 2016 durchgeführt. Insgesamt wurden 30 Proben entnommen: 15 Proben von MAP 10 und 15 von SRF 30. Der DecaBDE-Gehalt in gemischten Feinkörnern liegt zwischen 14 und 78 mg/kg, in MAP 10 zwischen 30 und 270 mg/kg und in SRF 30 zwischen 33 und 110 mg/kg. [2]

Tabelle 4: DecaBDE-Gehalte in Schredderrückständen im Vereinigten Königreich (UK)

Gemischtes Feinkorn MAP 10 SRF 30

Gemischtes ECS Leicht- MAP 10 ECS Leicht- SRF 30 ECS Leicht- Feinkorn waste fraktion waste fraktion waste fraktion

DecaBDE mg/kg

14 36 48 30 39 32 37 48 33 20 91 42 54 52 58 54

78 270 220 130 87 61 62

230 230 100 68

260 110 90

ECS = Eddy Current Separation = Wirbelstromtrennung;

ECS-waste: in der Quelle [2] ist diese Fraktion nicht eindeutig beschrieben, nach unserem Verständnis könnte es sich aber um die nicht-metallische Fraktion handeln (Bild 2)

Quelle: Amec Foster Wheeler Environment & Infrastructure UK Limited (2016): A further update oft he UK’s Persistant Organic Pollutants Multi-media emissions inventory, Report for Defra, September 2016

Um eine größere Anzahl von Analysen zu ermöglichen, wurden in jüngster Zeit auch vermehrt Analysen auf den Brom-Gehalt mittels Röntgenfluoreszenzanalyse (RFA) durchgeführt, die, nach entsprechender Probenzusammenstellung und -aufbereitung, im Labor vor Ort durchgeführt werden können.

Allerdings ist es sehr schwierig, einen aussagekräftigen Zusammenhang zwischen der Brom-Konzentration (gemessen in Schredderrückständen unter Verwendung von RFA) und der Konzentration bromierter Flammschutzmittel (gemessen mit Gaschromato- graphie/Massenspektrometrie (GC-MS)), herzustellen, wie es von [24] 2018 anhand von 25 Proben gezeigt wurde. Trotz entsprechender Einschränkungen, aufgrund der geringen Anzahl an Analysen, kann allerdings festgestellt werden, dass in allen Fällen der in [24] dargestellte DecaBDE-Gehalt und auch der Gesamtgehalt an PBDE unter 30 % der gemessenen Brom-Gehalte lag (also mindestens um den Faktor 3 niedriger).

DecaBDE hat einen Brom Gehalt von etwa 83 %. Insofern kann davon ausgegangen werden, dass Brom aus anderen Quellen in unterschiedlichem Ausmaß mitgemessen wurden.

Mit allen gebotenen Einschränkungen könnten die Brom-Messungen von ARN in Tabelle 5 daher durchaus wichtige Hinweise auf den Gehalt an DecaBDE liefern.

Tabelle 5 zeigt den Gehalt an Brom, DecaBDE und PBDE für Proben, die 2017/2018 über einen Zeitraum von zwei Monaten alle zwei Wochen aus einer Schreddernach- behandlung (PST)-Anlage entnommen wurden. Da für die Analysen auf Brom einer- seits im Labor und andererseits vor Ort nicht dieselbe Probe verwendet wurde, sind

(14)

Kunststoffe

die Ergebnisse nicht unmittelbar vergleichbar. Laut Tabelle 5 sind im Sand in 99 % aller Messungen weniger als 500 mg/kg Brom enthalten und im Granulat < 1,1 g/cm³ immer noch in 96 %. Fluff zeigt bereits höhere Bromkonzentrationen und die Gehalte im Granulat 1,1 ≤ 1,3 g/cm³ sowie im Granulat > 1,3 g/cm³ zeigen bereits Bromkon- zentrationen von im Durchschnitt über 2.000 mg/kg.

Tabelle 5: Ergebnisse der Röntgenfluoreszenzanalyse (RFA) auf Brom für unterschiedliche Out- putfraktionen der PST-Anlage von ARN

Anzahl Min Max Median Durch- Werte Werte

Outputfraktion der Proben schnitt < 1.000 < 500 mg / kg Br

Sand 72 30 515 197 211 100 % 99 %

Fluff 58 154 3.594 527 729 83 % 47 %

Granulat

< 1,1 g/cm³ 48 18 2.494 86 202 96 % 96 %

Granulat

> 1,1 < 1,3 g/cm³ 335 41 6.386 2.220 2.277 4 % < 1 % Granulat

> 1,3 g/cm³ 40 94 5.864 2.600 2.749 5 % 5 %

Quelle: ARN, PST-Anlage im Zeitraum 2015–2017 zitiert nach Mehlhart, G.; Möck, A.; Goldmann, D. (2018): Effects on ELV waste management as a consequence of the decisions from the Stockholm Convention on DecaBDE, Oeko-Institut (2018), commissioned by ACEA

Die in Tabelle 6 dargestellten Ergebnisse für DecaBDE, zeigen durchweg Gehalte von kleiner 50 mg/kg. Ein Grenzwert von 10 mg/kg dürfte aber auch für die Fraktionen Fluff und Kunststoffgranulat mit einer Dichte von < 1,1 mg/cm³ nicht sicher einzuhalten sein.

Das Verhältnis DecaBDE zu Brom kann lediglich für vier Analysen bestimmt werden, da in den anderen sechs Analysen die DecaBDE-Gehalte unter der Messgenauigkeit lagen. Demnach ergibt sich am 10.01.2018 bei einer vergleichsweise geringen Brom- konzentration im Granulat ein Verhältnis von 11/30 (37 %) für DecaBDE/Brom.

Datum Brom (HUK)¹⁾Brom (ARN)²⁾ DecaBDE³) ΣPBDE³⁾ mg/kg

Granulat < 1,1 g/cm³

13.12.2017 341 27 < 50 < 200 27.12.2017 336 426 < 50 < 200 10.01.2018 < 100 30 11 < 100 24.01.2018 136 277 < 10 < 100 07.02.2018 < 100 566 12 < 100

Fluff

13.12.2017 536 434 < 50 < 200 27.12.2017 340 448 < 50 < 200

10.01.2018 316 979 24 < 100

24.01.2018 117 272 27 < 100

07.02.2018 313 475 48 < 100

1) Analyse nach DIN EN 14582; ²⁾ RFA nach Probenzerkleinerung und Homogenisierung;

1) und ²⁾ nicht genau die gleiche Probe, sondern nur aus der gleichen Charge;

3) Analyse nach DIN EN ISO 22032

Tabelle 6:

Brom, DecaBDE und PBDE in Granulat < 1,1 g/cm³ und Fluff- Fraktionen der PST-Anlage von ARN (Niederlande)

Quelle: ARN, zitiert nach Mehlhart, G.; Möck, A.; Goldmann, D. (2018):

Effects on ELV waste management as a consequence of the decisions from the Stockholm Convention on DecaBDE, Oeko-Institut (2018), commissioned by ACEA

(15)

5. Schlussfolgerungen und Ausblick

Wie in Kapitel 2 gezeigt, ist eine gezielte Entnahme, der mit PBDE belasteten Kompo- nenten/Materialien im Rahmen der Vorbehandlung und Zerlegung unter den derzeitigen Bedingungen nicht möglich. Daher sind die Outputfraktionen des Schredders und entsprechend der Output der Schreddernachbehandlung (PST) in unterschiedlichem Maße mit PBDE belastet.

Eine Deponierung dieser Outputfraktionen der Schredder bzw. der PST kommt bei Beachtung der zu erwartenden Regeln der EU-POP-Regulierung nicht mehr in Frage, da die Deponierung keine anerkannte Methode zur Zerstörung der POP ist. Das ist insofern relevant, da laut Eurostat (Stand für das Jahr 2015) noch mindestens 260.000 t/a an Schredderleichtfraktion entsorgt werden, also keinem Recycling und auch keiner energetischen Verwertung zugeführt werden [16]. Der genaue Anteil der Deponierung an der entsorgten Menge ist nicht ausgewiesen. Die Deponierung dürfte aber angesichts der derzeit zulässigen Deponierung in vielen Mitgliedsländern und der Kosten für eine thermische Entsorgung überwiegen.

Sollen Schredder und PST als Vorbehandlung im Sinne der POP-Regulierung anerkannt werden, ergibt sich unseres Erachtens die zwingende Erfordernis, dass diese Schredder strikt die aktuellsten BAT-Anforderungen für Schredder einhalten, um den Austrag von PBDE in die Umwelt zu vermeiden Dies betrifft vor allem das Staubmanagement und die Vermeidung von Bränden und Verpuffungen durch die strikte Kontrolle der Lieferkette. Hierbei ist nicht eine physische Kontrolle am Anlageneingang gemeint, sondern vielmehr eine klare Absprache/Abstimmung mit den Zulieferern über die Lieferbedingungen, vor allem hinsichtlich der Gas- oder Kraftstofftanks, die vollstän- dig entleert sein müssen. Es betrifft aber auch Risiken, die durch nicht-entnommene Lithium-Ionen-Batterien entstehen können. Schredder mit mehr als einem Brand/

Verpuffung im Jahr sollten solange keine Altfahrzeuge mehr annehmen dürfen, bis ein klarer Management Plan vorliegt, wie die Lieferkette in der Zukunft instruiert und ggf. vertraglich fixiert verbessert werden kann.

Brom und PBDE beziehungsweise DecaBDE tauchen in den unterschiedlichen Out- putfraktionen der PST-Anlagen in signifikant unterschiedlichen Konzentrationen auf.

Auch wenn die Datenlage derzeit nicht sehr belastbar ist, können doch erste Einschät- zungen getroffen werden.

Für beide Fraktionen Granulat > 1,1 < 1,3 g/cm³ und Granulat > 1,3 g/cm³ wurden häufig hohe Konzentrationen an Brom gemessen, die eine sichere Einhaltung auch eines Schwellenwertes von 1.000 mg PBDE/kg nicht erwarten lässt. Einzelne Messwerte auf DecaBDE für diese Fraktionen [29] bestätigen diese Vermutung. Ein werkstoffliches Recycling für diese Fraktionen erscheint also keine Option. Auch bisher geht das Gra- nulat > 1,3 g/cm³ in der Regel in die energetische Verwertung. Für die Fraktion Granulat

> 1,1 < 1,3 g/cm³ kommt dagegen eine rohstoffliche Verwertung als Reduktionsmittel im Hochofen in Frage.

Die Fraktionen Fluff und Granulat < 1,1 g/cm³ zeigen bereits deutlich geringere durch- schnittliche Konzentrationen an Brom, allerdings sind für beide Fraktionen vereinzelt

(16)

Kunststoffe

deutliche Ausreißer zu verzeichnen. Einzelne Messwerte für DecaBDE (Tabelle 6 sowie [2]) geben Hinweise, dass hier nicht mit einer Überschreitung eines Schwellenwertes von 1000 mg PBDE/kg zu rechnen ist und vermutlich auch ein Schwellenwert von 500 mg PBDE/kg eingehalten werden kann. Ein Schwellenwert von 10 mg PBDE/kg kann jedoch auch für diese Fraktionen sicher nicht eingehalten werden.

Sand zeigt die geringsten Brom-Gehalte. Messwerte auf DecaBDE liegen nicht vor.

Ob mit dem Sand ein Schwellenwert von 10 mg PBDE/kg eingehalten werden kann, ist derzeit also unklar.

Ob die Recyclingquote der Altfahrzeug-Richtlinie in größerem Maße durch werkstoffliche Verwertung eingehalten werden kann, wenn die Anforderungen an Sekundär- kunststoffe, wie vom Europäischen Parlament gefordert, in der EU-POP-Richtlinie umgesetzt werden, ist derzeit in der Diskussion. Nach unserem Verständnis betrifft das werkstoffliche Recycling wenn überhaupt die PST Fraktionen Fluff und Granulat

< 1,1 g/cm³. Diese könnten nach entsprechender Konditionierung allerdings ebenfalls wie das Granulat > 1,1 < 1,3 g/cm³ als Reduktionsmittel – und somit ebenfalls als Recy- cling in Form einer rohstofflichen Verwertung – genutzt werden. Alternativ wäre auch eine verstärkte Entnahme von leicht zugänglichen, unbelasteten Kunststoffen (Positiv- Liste) im Rahmen der Demontage denkbar, um die Recyclingquoten der Altfahrzeug- Richtlinie mit höherem Anteil einer werkstofflichen Verwertung einzuhalten. Hier kämen vor allem Stoßfänger und Außenverkleidungen in Betracht. Wie die bei den Demontagebetrieben anfallenden Mehrkosten für die Identifizierung, Entnahme, die Lagerung und Verwertung kompensiert würde, wäre entsprechend zu klären.

Finanzielle Förderung und Lizenzen

Der Artikel basiert in Teilen auf einem Projekt, dass von der European Automobile Manufacturers Association (ACEA) finanziert wurde. Der Schlussbericht [16] ist vom Öko-Institut veröffentlicht und kostenfrei verfügbar:

https://www.oeko.de/fileadmin/oekodoc/ACEA-DecaBDE-final-report.pdf.

Übersetzungen aus dem Englischen erfolgten teilweise mit DeepL einer frei verfügbaren software: www.DeepL.com

Die Fließbilder wurden mit der frei verfügbaren software draw.io erstellt: www.draw.io/

6. Quellen

[1] ACEA (2015): Presentation during the POP-RC11, 20th October 2015, Rome: Challenges for the automotive industry and possible solutions: POPs containing Spare parts under the Stockholm Convention

[2] Amec Foster Wheeler Environment & Infrastructure UK Limited (2016): A further update oft he UK’s Persistant Organic Pollutants Multi-media emissions inventory, Report for Defra, September 2016

(17)

KunststoffeKunststoffe [3] ARN Recycling (2015): Turning waste into raw materials - ELV automotive plastics recycling.

Zitiert nach Bipro 2015a [5]

[4] Ballesteros-Gómez A., de Boer J., Leonards P.E.G. (2013): Novel analytical methods for flame retardants and plasticizers based on gas chromatography, comprehensive two-dimensional gas chromatography, and direct probe coupled to atmospheric pressure chemical ionization-high resolution time-of-flight-mass spectrometry. Analytical Chemistry, 85; Zitiert nach Bipro 2015a [5]

[5] Bipro (2015a): Literature Study – DecaBDE in waste streams. Reference number: 2015/10094.

Final Report. For: Norwegian Environment Agency.

[6] Bipro (2015b): Identification of potentially POP-containing Wastes and Recyclates – Derivation of Limit Values. Project No. (FKZ) 3712 33 342. For: Federal Environment Agency (Germany).

[7] Bipro (2017): Consultancy service on collecting, summarising and analysing information on c-DecaBDE in waste. Analysis of the information received by the Basel Convention related to c-DecaBDE as called for in decision BC-12/3. Reference number: 2016/4072. Final Report. For:

Norwegian Environment Agency.

[8] British Metals Recycling Association, BRMA (2013): BREF Style Report. Metal Fragmentising Operations. Industrial Emissions Directive. Project Reference 71983

[9] Chen S.J., Ma Y.J., Wang J., Tian M., Luo X.J., Chen D., Mai B.X. (2010): Measurement and human exposure assessment of brominated flame retardants in household products from South China.

Journal of Hazardous Materials, 176.; Zitiert nach Bipro 2015a [5]

[10] COWI (2013): End-of-life vehicles and environmental pollutants in material flows at shredder plants

[11] ELVES (2015): Analysis of Automotive Shredder Residue from the Composition, Recycling and Recovery Trial for End of Life Vehicles in the Republic of Ireland, Feb 2016 (2nd Edition) [12] Europäische Kommission (2005): Änderung des Anhangs der Richtlinie 2002/95/EG des Eu-

ropäischen Parlaments und des Rates zwecks Festlegung von Konzentrationshöchstwerten für bestimmte gefährliche Stoffe in Elektro- und Elektronikgeräten (2005/618/EG), 18. August 2005 [13] Institute for Environmental Studies (IVM) & IVAM, University of Amsterdam (2013): POP-BDE

waste streams in the Netherlands: analysis and inventory. Report R13-16

[14] Ma, J.; Addink, R.; Yun, S.; Cheng, J.; Wang, W.; Kannan, K. (2009): Dibenzofurans and polybrominated diphenyl ethers in soil, vegetation, workshop-floor dust, and electronic shredder residue from an electronic waste recycling facility and in soils from a chemical industrial complex in eastern China. Environmental Science & Technology, 43. Zitiert nach Bipro 2015a [5]

[15] Mayer environmental (2016): Analysis of Automotive Shredder Residue from the Composition, Recycling and Recovery Trial for End of Life Vehicles in the United Kingdom. Report for SMMT [16] Mehlhart, G.; Möck, A.; Goldmann, D. (2018): Effects on ELV waste management as a consequence of the decisions from the Stockholm Convention on DecaBDE, Oeko-Institut (2018), commissioned by ACEA

[16a] Mehlhart, G.; Kosińska, I.; Baron, Y.; Hermann (2017): Assessment of the implementation of Di- rective 2000/53/EU on End-of-life vehicles (the ELV Directive) with emphasis on the End-of-life vehicles of unknown whereabouts, Commissioned by European Commission, DG Environment [17] Ministry of the Environment Finland (2016): Requirements for the management of waste containing persistent organic pollutants. Rules concerning waste in the POP Regulation and their application to waste electrical and electronic equipment and end-of-life vehicles. Unofficial translation, the original guideline has been published in Finnish.

[18] Mepex Consult AS (2012): Assessment of the need for new requirements for the environmentally sound treatment of end-of-life vehicles. 2012.; Zitiert nach Bipro 2017 [7]

(18)

Kunststoffe

[19] Niinipuu (2013): A comparative evaluation of brominated compounds in end-of-life vehicles.

Polybrominated diphenyl ethers and polybrominated dibenzo-pdioxins and dibenzofurans in car seats. Master’s thesis at the Department of Chemistry, Umeå University, Sweden; Zitiert nach Bipro 2015a [5]

[20] Japanese Ministry of the Environment (MOE) (2011): 2010 Survey to identify the characteristics of automotive shredder residue (summary). Zitiert nach Bipro 2015a [5]

[21] Japan Automobile Manufactors (2015): Activities for exemption of recycled products from POPs Convention’s ban on decaBDE. Zitiert nach Bipro 2015a [5]

[22] OSPAR Background document on certain brominated flame retardants update 2009 Bo Nyström, Sweden; https://www.ospar.org/documents?d=7202

[23] Sinkkonen, S.; Paasivirta, J.; Lahtiperä, M.; Vattulainen, A. (2004): Screening of halogenated aromatic compounds in some raw material lots for an aluminum recycling plant. Environment International, 30. Zitiert nach Bipro 2015a [5]

[24] Strååt, M.; Nilsson, C.; (2018): Decabromodiphenyl ether and other flame retardants in plastic waste destined for recycling; Contract number (Swerea IVF): 16128142 2018.02.23

[25] Swedish Chemicals Inspectorate, KemI( 2004): Dekabromdifenyleter (dekaBDE) - underlag till ett nationellt förbud, Rapport från ett regeringsuppdrag, Stockholm, November 2004 https://

www.kemi.se/global/rapporter/2004/rapport-5-04.pdf

[26] tec4U Ingenieurgesellschaft mbH (2002): Beschreibung des Standes der Technik bei der Vorbe- handlung, insbesondere der Trockenlegung von Altautos gemäß AltautoV, gefördert durch den Umweltforschungsplan des Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicher- heit (FKZ) 200 33 323 (2002) Im Auftrag des Umweltbundesamtes

[27] Terra SA - Deloitte - BioIS (2015): Evaluation Economique de la filiere de traitment des véhicules hors d’usage (VHU), Ademe 2015

[28] Peacock, J.; Turrell, J.; Lewin, K.; Glennie, E. (2012a): Analysis of Poly-Brominated Biphe- nyl Ethers (PBDEs) in Selected UK Waste Streams: PBDEs in waste electrical and electronic equipment (WEEE) and end of life vehicles (ELV); commissioned by Defra, WRc Report No.:

UC8720.05

[29] Peacock, J.; Turrell, J.; Lewin, K.; Glennie, E. (2012b): Analysis of Poly-Brominated Diphenyl Ethers (PBDEs) in UK Waste Streams: PBDEs in end of life vehicles (ELV) commissioned by Defra, - Addendum to WRc Report

[30] Petreas, M.; Oros, D. (2009): Polybrominated diphenyl ethers in California wastestreams. Che- mosphere, 74. Zitiert nach Bipro 2015a [5]

[31] Wäger, P.; Schluep, M.; Müller, E. (2010): RoHS substances in mixed plastics from waste electrical and electronic equipment. Swiss Federal Laboratories for Materials Science and Technology, Final report.

Gesetzliche Grundlagen

Stockholm Convention: United Nations Environment Programme (UNEP): Stockholm convention on persistent organic pollutants (POPs).

Basel Convention: UNEP-Basel Convention on the control of transboundary movements of hazardous wastes and their disposal.

ELV Directive: Richtlinie 2000/53/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 18. Sep- tember 2000 über Altfahrzeuge

EU POP-Regulation: Verordnung (EG) Nr. 850/2004 des Europäischen Parlaments und des Rates vom 29. April 2004 über persistente organische Schadstoffe und zur Änderung der Richtlinie 79/117/EWG

(19)

KunststoffeKunststoffe Regulation (EU) 2017/227: Verordnung (EU) 2017/227 der Kommission vom 9. Februar 2017 zur Änderung von Anhang XVII der Verordnung (EG) Nr. 1907/2006 des Europäischen Parlaments und des Rates zur Registrierung, Bewertung, Zulassung und Beschränkung chemischer Stoffe (REACH) betreffend Bis(pentabromphenyl)ether

Regulation (EC) No 1907/2006: Verordnung (EG) Nr. 1907/2006 des Europäischen Parlaments und des Rates vom 18. Dezember 2006 zur Registrierung, Bewertung, Zulassung und Beschrän- kung chemischer Stoffe (REACH), zur Schaffung einer Europäischen Chemikalienagentur, zur Änderung der Richtlinie 1999/45/EG und zur Aufhebung der Verordnung (EWG) Nr. 793/93 des Rates, der Verordnung (EG) Nr. 1488/94 der Kommission, der Richtlinie 76/769/EWG des Rates sowie der Richtlinien 91/155/EWG, 93/67/EWG, 93/105/EG und 2000/21/EG der Kommission.

Ansprechpartner

Dr.-Ing. Georg Mehlhart Öko-Institut e.V.

Senior Researcher Ressourcen & Mobilität Rheinstraße 95

64295 Darmstadt, Deutschland +49 6151-8191-0

g.mehlhart@oeko.de

Weitere beteiligte Institutionen

Technische Universität Clausthal,

Institut für Aufbereitung, Deponietechnik und Geomechanik

(20)

Dorfstraße 51

D-16816 Nietwerder-Neuruppin

Tel. +49.3391-45.45-0 • Fax +49.3391-45.45-10 E-Mail: order@vivis.de

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Die Deutsche Nationalbibliothek verzeichnet diese Publikation in der Deutschen Nationalbibliografie; detaillierte bibliografische Daten sind im Internet über http://dnb.dnb.de abrufbar

Stephanie Thiel • Olaf Holm • Elisabeth Thomé-Kozmiensky Daniel Goldmann • Bernd Friedrich (Hrsg.):

Recycling und Rohstoffe – Band 12

ISBN 978-3-944310-46-6 Thomé-Kozmiensky Verlag GmbH

Verlag: Thomé-Kozmiensky Verlag GmbH • Neuruppin 2019

Redaktion und Lektorat: Dr.-Ing. Stephanie Thiel, Dr.-Ing. Olaf Holm, Elisabeth Thomé-Kozmiensky, M.Sc.

Erfassung und Layout: Elisabeth Thomé-Kozmiensky, Claudia Naumann-Deppe, Janin Burbott-Seidel, Ginette Teske, Sarah Pietsch, Roland Richter, Cordula Müller, Gabi Spiegel

Druck: Beltz Grafische Betriebe GmbH, Bad Langensalza

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