Umweltbewertungen in Unternehmen€¦ · (UBP) berechnen und zuordnen und in verschiedenen...

Umweltbewertungen in Unternehmen:

Methode der

ökologischen Knappheit

für Deutschland

Eine Initiative der Volkswagen AG

Logos Verlag Berlin

AutoUni – Schriftenreihe Herausgegeben von Volkswagen Aktiengesellschaft AutoUni Brieffach 1231 38436 Wolfsburg Tel.: +49 5361–896-2010 Fax: +49 5361–896-2009 http://www.autouni.de Bibliografische Information der Deutschen Nationalbibliothek Die Deutsche Nationalbibliothek verzeichnet diese Publikation in der Deutschen Nationalbibliografie; detaillierte bibliografische Daten sind im Internet über http://dnb.d-nb.de abrufbar. zweite überarbeitete Auflage

Copyright Logos Verlag Berlin GmbH 2014, 2015 Alle Rechte vorbehalten. ISBN 978-3-8325-3845-3

Zitiervorschlag: Ahbe, S.; Schebek, L; Jansky, N.; Wellge, S.; Weihofen, S. (2014): „Methode der ökologi-schen Knappheit für Deutschland – Eine Initiative der Volkswagen AG“; Logos Verlag Berlin GmbH, Berlin Logos Verlag Berlin GmbH Comeniushof, Gubener Str. 47, 10243 Berlin Tel.: +49 30-42 85 10 90 Fax: +49 30-42 85 10 92 http://www.logos-verlag.de

Projektdurchführung:

SYRCON Dr. Ahbe, Dr. Popp & Partner, Darmstadt

Dr. sc. techn. ETH Stephan Ahbe

Die Erstellung des Datenteils wurde wissenschaftlich begleitet von:

Technische Universität Darmstadt, Institut IWAR

Fachgebiet Stoffstrommanagement und Ressourcenwirtschaft

Prof. Dr. rer. nat. Liselotte Schebek

M. Eng. Nadine Jansky

---------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------

Team der Volkswagen AG

Simon Weihofen

Dr. Steffen Wellge

Die Ergebnisse, Meinungen und Schlüsse dieser Veröffentlichung sind nicht notwendigerweise die der Volkswa-gen AG. Die in diesem Bericht zusammengestellten Informationen und Daten basieren weitestgehend auf öffentli-chen Quellen oder Angaben von fachbezogenen Behörden sowie deren Adaptionen an die „Methode der ökolog i-schen Knappheit“. Die Autoren und die Herausgeber geben keine Garantie für Vollständigkeit und Eignung und lehnen die Haftung für alle Arten von Schäden, die sich durch die Verwendung dieser Informationen und Daten ergeben könnten, ausdrücklich ab

Methode der ökologischen Knappheit für Deutschland – Eine Initiative der Volkswagen AG

5

Vorwort der Initiatoren Für die Volkswagen AG sehen ambitionierte Ziele bis zum Jahr 2018 eine Spitzenstellung auf dem weltweiten Markt vor. Diese Entwicklung soll einhergehen mit einer Spitzenleistung auch im Bereich Umweltschutz und Nachhaltigkeit. Das bedeutet, dass hinsichtlich des Energie- und Ressourcenverbrauchs sowie der übrigen mit der Produktion von Fahrzeugen verbundenen Umwelteinwirkungen ebenfalls Bestwerte für die Volkswagen Produktionsstan-dorte angestrebt werden. Bereits in der Vergangenheit hat sich die Volkswagen AG eine herausgehobene Stellung im Umweltschutz erarbeitet. Dies geschah beispielsweise durch die Beschaffung energieeffizi-enter Werkzeugmaschinen, den Betrieb von hochmodernen Anlagen zur Wärmeerzeugung und den Einsatz von regenerativen Energien an verschiedenen Standorten sowie einer Fülle von weiteren Maßnahmen. Auch wurden entsprechende Managementsysteme konzernweit eingeführt. Hervorzuheben sind hier das internationale EMAS (Eco-Management and Audit Scheme) der EU sowie das eigens für den Volkswagen Konzern konzipierte SEBU (System zur Erfassung und Bewertung von Umweltaspekten). Je größer die Bedeutung des Umweltschutzes im Konzern wird, desto größer werden auch die Anforderungen an die Steuerbarkeit und Bewertungsmöglichkeit der Einflussgrößen, die einen vorbildlichen Umweltschutz ausmachen. Wichtig ist hierbei, dass das Unternehmen in die Lage versetzt wird, nachvollziehbare, eindeutige und operationell umsetzbare Entschei-dungsgrundlagen zu schaffen. Dies ist einerseits notwendig, um die konzerninterne Umwelt-kommunikation auf verlässliche Beine zu stellen und andererseits, um nach außen hin einer interessierten Öffentlichkeit die Erreichung von Umweltzielen überzeugend darstellen zu können. Die enorme Höhe der jährlich in den Umweltschutz investierten Mittel verdeutlicht die Notwendigkeit, hier für die Entscheidungsfindung über ein aussagekräftiges, öffentlich akzeptiertes Bewertungsinstrument zu verfügen. In diesem Zusammenhang wird im Volkswagen Konzern seit zehn Jahren das Umweltbewer-tungsverfahren „Methode der ökologischen Knappheit“ (MöK) eingesetzt. Dieses Verfahren hilft konzernweit umweltbezogene Bewertungen vorzunehmen und entsprechende Entschei-dungen herbeizuführen. Da diese Methode ursprünglich in der Schweiz entwickelt wurde, standen bisher nur Basisdaten zur Verfügung, die die Umweltverhältnisse und Zielvorstellun-gen in der Schweiz widerspiegeln. Auch wenn diese nicht allzu weit von den deutschen Ver-hältnissen entfernt liegen, hat dies die Kommunikation im Umweltbereich sowohl intern als auch extern erschwert.


6

Die Volkswagen AG hat daher das neutrale Fachunternehmen beauftragt, die Übertragung der MöK auf deutsche Verhältnisse vorzunehmen. Dabei wurde die Ableitung der deutschen Ökofaktoren wissenschaftlich durch die TU Darmstadt Fachgebiet Stoffstrommanagement und Ressourcenwirtschaft begleitet. Mit dem Ergebnis dieser Arbeit soll künftig bei der Um-weltbewertung und - Kommunikation auf ein Instrument abgestellt werden können, das mit seinen Basisdaten auf den Zielen und Verhältnissen der deutschen Umweltpolitik beruht. So soll die Verlässlichkeit der im Konzern durchgeführten Umweltbewertungen sichergestellt werden. Das Umweltbundesamt hat uns bei der vorliegenden Initiative mit den erforderlichen Daten und Zielen unterstützt, die den Stand und das Bestreben der deutschen Umweltpolitik repräsentieren. Hierfür sind wir zu großem Dank verpflichtet. Effektiver Umweltschutz kann nicht die Sache Einzelner sein. Die Volkswagen AG möchte mit der Veröffentlichung dieser Projektinitiative das erarbeitete Instrument auch anderen Inte-ressenten zugänglich machen. Dies geschieht in der Überzeugung, dass die Systemanwen-der dadurch mit gutem Beispiel vorangehen und den Umweltschutz zu einer operationell um-setzbaren und damit kalkulierbaren Größe im Unternehmen machen. In diesem Sinne hoffen wir auf eine möglichst häufige Anwendung in der deutschen Wirtschaft

Prof. Dr. J. Leohold G. Damme Leiter der Konzernforschung Leiter der Abteilung Konzernforschung

Umwelt Volkswagen AG Volkswagen AG


7

Vorwort der Ausführenden zu den Zielen dieser Initiative Ökologisches Handeln in einem technisch komplexen Umfeld mit mehrdimensionalen Um-welteinwirkungen ist untrennbar mit der Notwendigkeit verbunden, geeignete Indikatoren und Bewertungsmethoden für die Auswahl zielführender Maßnahmen verfügbar zu haben. Be-sonders für Wirtschaftsunternehmen müssen entsprechende Öko-Bewertungsverfahren ei-nerseits klar in der Aussage und andererseits praktisch handhabbar sein. Diese Vorausset-zungen sind wesentlich, wenn der Einsatz von solchen Verfahren bei der unternehmerischen Entscheidungsfindung in größerem Umfang zur Normalität werden soll. In der vorliegenden Initiative der Volkswagen AG geht es darum, die Methode der ökologi-schen Knappheit nach den guten Erfahrungen in der Schweiz seit 1990 auf deutsche Ver-hältnisse zu übertragen, um eine in der Praxis brauchbare Bewertungsgrundlage zu schaffen und den Anwendern zur Verfügung zu stellen. Die Ausführenden dieser Initiative setzen sich seit vielen Jahren dafür ein, den beschriebe-nen Zielen näher zu kommen. So hat Dr. Stephan Ahbe bereits im Jahr 1990 maßgeblich am Konzept und der Ersteinführung der Methode der ökologischen Knappheit in der Schweiz mitgewirkt und im Laufe der vergangenen Jahre sowohl in der Schweiz als auch in Deutsch-land an der Umsetzung für einen anwendungsorientierten Einsatz in der Wirtschaft gearbei-tet. Prof. Dr. Liselotte Schebek begleitet seit vielen Jahren Projekte und Studien, die von der wissenschaftlichen Seite her Methoden für das Umweltmanagement unterstützen und somit die Voraussetzungen für ökologieorientiertes Handeln in der Industrie verbessern. Ein wesentliches Ziel der Anpassung der MöK ist die Bereitstellung von Ökofaktoren für deutsche Rahmenbedingungen. Die umfangreiche naturwissenschaftliche Forschung im Umweltschutz sowie die in Deutschland gute Datenlage, verbunden mit dezidierten behördli-chen Zielsetzungen hinsichtlich des wünschenswerten Zustands der Umwelt, ergeben gute Voraussetzungen für Konzeption und Etablierung des Bewertungssystems. Wir danken ins-besondere dem Umweltbundesamt für den intensiven Diskussionsprozess und die fachlichen Kommentare, die uns in die Lage versetzten, die bestmöglichen Datengrundlagen für die Erarbeitung deutscher Ökofaktoren heranzuziehen. Im Umweltbereich kommt es - wie etwa in der Betriebswirtschaft bei der Erstellung von Unternehmensbilanzen - nicht zuallererst auf mathematische Präzision an, sondern auf plausible Erfassung der ergebnisbeeinflussenden Faktoren nach Maßgabe dessen, was an validen und aktuellen Daten zur Verfügung steht. Wenn sich zu einem späteren Zeitpunkt aus der vorliegenden Untersuchung, ähnlich wie in der Schweiz, weitergehende Vervollständigungen und Überarbeitungen der deutschen Ökofaktoren ergeben sollten, dann darf das durchaus als Bestätigung des gewählten Vorge-hens aufgefasst werden.

Dr. Stephan Ahbe Prof. Dr. Liselotte Schebek SYRCON Darmstadt Technische Universität Darmstadt


8

Inhaltsverzeichnis

1 Management Summary ................................................................................................... 9

2 Einleitung .......................................................................................................................11

2.1 Beschreibung des Verfahrens ...................................................................................11

2.2 Aufgabenstellung, Ziel der Initiative ...........................................................................12

2.3 Projektdurchführung ..................................................................................................13

3 Methodische Grundlagen ..............................................................................................14

3.1 Methode der ökologischen Knappheit .......................................................................14

3.1.1 Einordnung in den Ablauf nach ISO ................................................................ 14

3.1.2 Welche Elemente hat das Bewertungsverfahren? ........................................... 14

3.2 Grundprinzip .............................................................................................................14

3.2.1 Welche Anwendungsformen gibt es? .............................................................. 14

3.2.2 Welche Anforderungen werden gestellt? ......................................................... 15

3.2.3 Welche Daten sind zu verwenden? ................................................................. 16

3.2.4 Welche Umwelteinwirkungen müssen betrachtet werden? .............................. 16

3.3 Verfahren ..................................................................................................................17

3.3.1 Wie wird bewertet und aggregiert? .................................................................. 17

3.3.2 Welche Einsatzmöglichkeiten des Bewertungsverfahrens gibt es noch? ......... 17

3.3.3 Wie wird Nachvollziehbarkeit kommunizierbar? .............................................. 17

3.3.4 Welche Transparenz-Regeln sind einzuhalten? .............................................. 18

3.3.5 Worauf ist bei der Bewertungserstellung zu achten? ....................................... 20

3.4 Klassifizierung und Einordnung .................................................................................20

3.4.1 MöK: Midpoint- oder Endpoint-Verfahren? ...................................................... 20

3.4.2 Ist das Vorgehen des MöK-Verfahrens normgerecht nach ISO 14040ff? ........ 21

3.5 Verantwortungsvoller Umgang mit Umweltbewertungen ...........................................22

4 Datenteil .........................................................................................................................23

4.1 Die Methode .............................................................................................................23

4.2 Ziele der Datenerhebung ..........................................................................................24

4.3 Übertragung der Methode der ökologischen Knappheit auf Deutschland ..................25

4.4 Weitere Grundsätze zur Herleitung von Ökofaktoren ................................................25

4.4.1 Verwendung von Charakterisierungsfaktoren .................................................. 25

4.4.2 Bestimmung der Normierung .......................................................................... 25

4.4.3 Bestimmung der Gewichtung .......................................................................... 25

4.4.4 Bestimmung des Ökofaktors ........................................................................... 26

4.4.5 Zeitaspekte zur Bestimmung der Ökofaktoren ................................................ 26

4.5 Erhebung der Daten für Deutschland ........................................................................27

4.5.1 Emissionen in die Luft ..................................................................................... 27

4.5.2 Emissionen in Oberflächengewässer .............................................................. 35

4.5.3 Ressourcenverbrauch ..................................................................................... 52

4.5.4 Abfallaufkommen ............................................................................................ 55

5 Quellenverzeichnis ........................................................................................................57

6 Danksagung ...................................................................................................................62

1 Management Summary

9


Mit der Methode der ökologischen Knappheit (MöK) können Umweltbelastungen, die zum Beispiel durch Produktionsstätten entstehen, messbar und bewertbar gemacht werden. Die Methode wurde im Jahr 1990 in der Schweiz entwickelt, ist dort seither im Gebrauch und wird ständig weiterentwickelt und aktualisiert. Sie hat dort bereits Verordnungsrang erlangt, indem sie beispielsweise für den Nachweis der Berechtigung von Steuerbefreiungen bei be-sonders umweltfreundlicher Produktion vorgeschrieben ist. Die Methode bewertet alle wichti-gen Umweltbelastungen in die Luft, in Gewässer, den Verbrauch von Energie, die Erzeugung von Abfällen und den Verbrauch von Frischwasser. Bewertungen dieser Art sind erforderlich, um die Belastungen der Umwelt durch wirtschaftli-ches Handeln, insbesondere für produzierende Unternehmen, zu bewerten. Es können hier-bei beispielsweise Umweltbewertungen von Produktionsstätten oder auch einzelnen Produk-tionsverfahren vorgenommen werden. Ebenso lässt sich mit diesem Instrument ermitteln, welche Investitionssumme wo den größten Effekt auf die Umwelt ergibt. Bei diesen Fragen sind Zuverlässigkeit und Nachvollziehbarkeit der Bewertung als Entscheidungsgrundlage für Unternehmen von wesentlicher Bedeutung. Der Name „Methode der ökologischen Knappheit“ leitet sich daraus ab, dass das Aufnahme-vermögen der Umwelt für Schadstoffe bis zu einem kritischen Zustand begrenzt, d. h. knapp ist. Die Knappheits-Situation wird in der MöK durch die heutige, bestehende Belastung der Um-welt und der von den obersten Umweltbehörden eines Landes definierten Belastbarkeit als Zielzustand definiert. So ist gewährleistet, dass die jeweiligen Anwender der Bewertungsme-thode einheitliche Bewertungsgrundlagen verwenden. Auf diese Weise wird die Bewertung anwenderneutral, objektiv und jederzeit reproduzierbar. Die Knappheitssituation der Umwelt bezüglich eines Schadstoffes hängt somit vom Unter-schied zwischen der aktuellen Umweltbelastung – etwa in Tonnen Schadstoff pro Jahr – und der gemäß Umweltzielsetzung als gerade noch als akzeptabel bezeichneten Menge, auch „kritische Umweltbelastung“ genannt, ab. Jede Schadstofffreisetzung oder auch jeder Res-sourcenverbrauch erfolgt vor dem Hintergrund einer entsprechenden Knappheitssituation. Die dadurch verursachte relative Verschlechterung der Knappheitssituation, eine Verhältnis-zahl, lässt sich für alle derartigen Belastungen zusammenzählen und ergibt die Gesamtum-weltbelastung, beispielsweise für einen Produktionsstandort in einem bestimmten Jahr. Voraussetzung für das Bewertungsverfahren ist, dass für das jeweils betrachtete Land eine möglichst vollständige Erforschung der wichtigsten Umweltbelastungen stattgefunden hat. In Deutschland wie auch in vielen anderen Ländern ist das der Fall. Eine wichtige Besonderheit der MöK ist, dass mit ihrer Hilfe ganz unterschiedliche Umweltbelastungen miteinander ver-glichen und bewertet werden können. Die Gemeinsamkeit aller Umweltbelastungen, die die-se Vergleichbarkeit ermöglicht, ist „die jeweilige relative Verschlechterung der Knappheitssi-tuation durch die entsprechende Umwelt-Einzelbelastung“. Die Methode ermöglicht es dem Anwender unmittelbar festzustellen, ob die Umweltbelastung eines Standortes insgesamt gesehen geringer oder höher geworden ist und welche Einzel-belastung auch bei gegenläufigen Entwicklungen hierbei welchen Einfluss hatte. Mit der MöK lassen sich somit Umweltbelastungen in Form von Umweltbelastungspunkten (UBP) berechnen und zuordnen und in verschiedenen Managementinstrumenten auch für Zielsetzungen weiter verwenden, ähnlich wie dies aus der betriebswirtschaftlichen Kosten-rechnung bekannt ist.


10

Der vorliegende Bericht von SYRCON beschreibt die Übertragung der Methode auf deutsche Verhältnisse mit der Erhebung der entsprechenden aktuellen Belastungen sowie der von den zuständigen Umweltbehörden, namentlich des deutschen Umweltbundesamtes, formulierten Zielbelastungen. Die Datenerhebungen wurden wissenschaftlich von der Technischen Uni-versität Darmstadt begleitet. Eine Übersicht über die hieraus errechneten Ökofaktoren als Berechnungsbasis für die betrieblichen Bewertungen zeigt die folgende Übersicht. Übersicht über aktuelle und kritische Flüsse sowie Ökofaktoren in Deutschland 2013

Umwelteinwirkung

Aktueller Fluss

Kritischer Fluss

Ökofaktor: UBP/Einheit

Luftbelastung:

CO2-eq [kt/a] 916.769 246.486 0,015 /g

NMVOC [kt/a] 1.006 826,0 1,475 /g

NOx als NO2 [kt/a] 1.288 652,0 3,03 /g

SO2 [kt/a] 445,0 324,0 4,239 /g

Feinstaub PM2,5 [kt/a] 111,0 79,0 17,79 /g

NH3 [kt/a] 563,0 426,0 3,102 /g

Belastung Oberflächengewässer

Stickstoff [t/a] 564.800 515.550 2,125 /g

Phosphor [t/a] 22.200 8.822 285,2 /g

Nickel [t/a] 476,8 225,0 9.418 /g

Zink [t/a] 2.755 1.765 885 /g

CSB [t/a] 490.800 264.666 7,01 /g

Blei [t/a] 263,0 65,75 60.846 /g

Cadmium [t/a] 9,23 2,31 1.729.728 /g

Kupfer [t/a] 461,2 352,9 3.703 /g

EPA-PAK16 [t/a] 19,16 4,41 985.186 /g

Ressourcen

Süßwasserverbrauch [Mio m3/a] 32.000 37.600 22,63 /m3

Energieeffizienz/-Knappheit:

Primärenergieverbrauch PEV [PJ/a] 13.599 7.140 -

Verbrauch erneuerbarer Energie [PJ/a] 1.463 2.245 0,349 /MJeq

Verbr. nicht erneuerb. Prim.Energie [PJ/a] 12.136 4.895 0,506 /MJeq

Abfall

Abfallaufkommen, ungefährlich [Mt/a] 136,82 136,82 0,0073 /g

Abfallaufkommen, gefährlich [Mt/a] 15,73 15,73 0,0636 /g

2 Einleitung

11

2 Einleitung

2.1 Beschreibung des Verfahrens

Die Methode der ökologischen Knappheit (MöK) wurde entwickelt, um Umweltbelastungen,

die im unternehmerischen Alltag beim Betreiben von Produktionsstandorten oder Anlagen

entstehen messbar, bewertbar und vergleichbar zu machen. Die Methode wurde in den Jah-

ren 1987 bis 1990 in der Schweiz von der Industrie entwickelt, da keine verlässliche Bewer-

tungsmethode zur Verfügung stand, gleichwohl aber von Industrie und Handel eine immer

intensivere Auseinandersetzung mit diesem Thema Umwelt erwartet wurde. Sie wird dort

seither verwendet und ständig weiterentwickelt und hinsichtlich der Bewertungsbasis auf den

neuesten Stand gebracht. Mittlerweile hat sie insofern bereits Gesetzesrang erreicht, als sie

beispielsweise für den Nachweis der Berechtigung von Steuerbefreiungen bei besonders

umweltfreundlicher Produktion etwa bei der Erzeugung biogener Kraftstoffe vorgeschrieben

ist. Die Methode bewertet alle von den Umweltbehörden für wesentlich erachteten Umwelt-

belastungen der Luft, der Oberflächengewässer, den Verbrauch von Energie und Frischwas-

ser sowie die Erzeugung von Abfällen.

Eine solche Bewertung ist zum Beispiel dann notwendig, wenn man feststellen möchte, ob

ein Produktionswerk im Vergleich zum Vorjahr seine Gesamt-Umweltbelastung gesenkt hat.

Ebenso lässt sich hiermit die Frage beantworten, welche Investitionen in Verbesserungen

der Produktionsanlagen die größte Umweltentlastung ergeben oder auch, mit welchen Maß-

nahmen man für eine vorgegebene Investitionssumme den größten Umweltnutzen erreicht.

Diese Fragen zuverlässig und nachvollziehbar beantworten zu können, sowie die Ableitung

von entsprechenden Umweltzielen, ist von großer Bedeutung bei der unternehmerischen

Entscheidungsfindung.

Der Name „Methode der ökologischen Knappheit“ kommt aus der Überlegung, dass die Um-

welt für die Aufnahme von Schadstoffen nur begrenzte Möglichkeiten hat, bevor ein unerträg-

licher Zustand erreicht wird. Oder anders formuliert: Das Aufnahmevermögen der Umwelt für

Schadstoffe ist „knapp“, analoges gilt für die Verfügbarkeit von Ressourcen.

Um diese Knappheitssituation möglichst genau und nachvollziehbar zu beschreiben, ver-

wendet die MöK die Umweltziele der obersten Umweltbehörden eines Landes. Dies soll ge-

währleisten, dass die jeweiligen Anwender der Bewertungsmethode alle dieselben Umwelt-

ziele und somit dieselben Bewertungsgrundlagen verwenden und nicht jeder andere ver-

wendet oder gar eigene. Auf diese Weise wird verhindert, dass von unterschiedlichen Bewer-

tungspersonen unterschiedliche Ergebnisse zum gleichen Sachverhalt erzielt werden.

Die Knappheitssituation der Umwelt bezüglich eines Schadstoffes hängt somit vom Unter-

schied zwischen der aktuellen Umweltbelastung – etwa in Tonnen Schadstoff pro Jahr – und

der gemäß Umweltzielsetzung als gerade noch als akzeptabel bezeichneten Menge, auch

„kritische Umweltbelastung“ genannt, ab (siehe Abbildung 1: Prinzip der ökologischen

Knappheit). Jede Schadstofffreisetzung oder auch jeder Ressourcenverbrauch erfolgt vor

dem Hintergrund einer entsprechenden Knappheitssituation. Die dadurch verursachte relati-

ve Verschlechterung der Knappheitssituation, eine Verhältniszahl, lässt sich für alle derarti-

gen Belastungen zusammenzählen und ergibt die Gesamtumweltbelastung, z.B. für einen

Produktionsstandort in einem bestimmten Zeitraum.

2 Einleitung

12

Abbildung 1: Prinzip der ökologischen Knappheit

Voraussetzung für das Bewertungsverfahren ist, dass für das jeweilige Land eine möglichst

vollständige Erforschung und Quantifizierung der wichtigsten Umweltbelastungen stattgefun-

den hat. In Deutschland wie auch in vielen anderen Ländern ist das der Fall. Eine wichtige

Besonderheit der MöK ist, dass mit ihrer Hilfe ganz unterschiedliche Umweltbelastungen

miteinander verglichen und bewertet werden können. Ähnlich wie zum Beispiel auch „Äpfel

und Birnen“ etwa von einem Spediteur miteinander verglichen werden können, da sie ein für

ihn wichtiges gemeinsames Merkmal – zum Beispiel die Masse in Kilogramm - aufweisen,

verhält es sich hier: die Gemeinsamkeit aller Umweltbelastungen, die diese Vergleichbarkeit

ermöglicht, ist „die relative Verschlechterung der Knappheitssituation“ durch die jeweils be-

trachtete Umwelt-Einzelbelastung.

Der Anwender der Methode kann aus dem Ergebnis nun direkt feststellen, ob beispielsweise

ein Standort im Verlaufe eines Jahres „umweltfreundlicher“ geworden ist, obwohl vielleicht

der Energieverbrauch angestiegen ist, die Abfallmenge jedoch gesunken ist, dafür die Treib-

hausgasmenge gestiegen ist und gleichwohl die Wasserbelastung gesunken ist und so wei-

ter.

Mit der MöK lassen sich somit Umweltbelastungen hierarchisieren, budgetieren, vergleichen

und als Ziele vereinbaren. Kurzum: Die Strukturen für die betriebliche Verwendung sind

weitgehend mit denen der betriebswirtschaftlichen Kostenrechnung vergleichbar (Hinweis:

eine genauere Beschreibung des Berechnungsganges der MöK befindet sich am Beginn des

Datenteils).

2.2 Aufgabenstellung, Ziel der Initiative

Mit dieser Initiative sollen für deutsche Unternehmen die Voraussetzungen für die Erstellung

von aussagekräftigen, verlässlichen Umweltbewertungen geschaffen werden. Für umweltre-

levante Entscheidungen in Unternehmen ist es wesentlich, dass die Bewertungsergebnisse

auch für Dritte nachvollziehbar sind. Sie müssen frei von subjektiven Festlegungen sein, d. h.

sie dürfen nicht von der bewertenden Person abhängen. Dies wird unmittelbar anschaulich,

0

5000

10000

15000

20000

25000

30000

Belastung F Krit. Belastung Fk [in To/J.]

Ökologische Knappheit = Verhältnis von Belastung zu Belastbarkeit

2 Einleitung

13

wenn man berücksichtigt, dass oft große finanzielle Mittel im Umweltbereich investiert wer-

den und hierfür folglich nachvollziehbare, verlässliche Entscheidungsgrundlagen geschaffen

werden müssen. Ebenso werden im Rahmen von Umweltmanagementsystemen wie bei-

spielsweise EMAS oder ISO 14000 Entscheidungsinstrumente für die Bewertungen benötigt,

die eine Quantifizierung und Vergleichbarkeit ermöglichen.

Die Volkswagen AG hat durch die Beauftragung von SYRCON mit dem vorliegenden Projekt

die Initiative ergriffen, hier die notwendigen Voraussetzungen für eine verlässliche Bewer-

tungsgrundlage auch in Deutschland zu schaffen. Da das MöK-Bewertungsverfahren bereits

seit geraumer Zeit für schweizerische Verhältnisse mit den schweizerischen Umweltzielen

als Bewertungsbasis existiert, stand hier die Erhebung, Aufbereitung und Abstimmung der

Ziele der deutschen Umweltpolitik im Vordergrund. SYRCON hatte zu diesem Thema im

Herbst 2010 in Darmstadt ein Industrie-Hearing durchgeführt, in dem sich interessierte

Großunternehmen über den Stand der Umweltbewertungsmethoden im Allgemeinen und die

MöK im Besonderen informieren konnten. Ebenso wurden vom schweizerischen Bundesamt

für Umwelt positive praktische Erfahrungen mit der MöK in der Schweiz anhand praktischer

Beispiele aufgezeigt. Im weiteren stellte die Technische Universität Darmstadt eine verglei-

chende Untersuchung von Umweltbewertungssystemen vor, aus der die grundsätzliche Eig-

nung der MöK für die betriebliche Anwendung im Rahmen von Umweltmanagementsyste-

men auch in Deutschland hervorging. In einem gemeinsamen Abschluss-Statement der Hea-

ring-Teilnehmer wurde betont, dass die alsbaldige Übertragung der MöK auf deutsche Ver-

hältnisse wegen des offenkundigen Bedarfs naheliegend und erwünscht wäre.

Gegenstand des Projektes sind die von der deutschen Umweltpolitik als wesentlich bezeich-

neten Umwelteinwirkungen wirtschaftender Subjekte. Bei der Zusammenstellung der heuti-

gen Ist-Belastungen und der zugehörigen Umwelt-Zielsetzungen wurde, soweit möglich, auf

die Veröffentlichungen und aktuellen Bestrebungen der obersten deutschen Umweltbehör-

den verwiesen.

2.3 Projektdurchführung

Das Projekt „Methode der ökologischen Knappheit für Deutschland“ ist eine Initiative der

Volkswagen AG, die mit der Durchführung das Ingenieurunternehmen SYRCON beauftragt

hat. Die Bearbeitung des Datenteils erfolgte von SYRCON in Zusammenarbeit mit dem

Fachgebiet Stoffstrommanagement und Ressourcenwirtschaft der Technischen Universität

Darmstadt. Die Projektlaufzeit war von Dezember 2012 bis November 2013. Es wurden vor-

erst die als am wichtigsten erachteten Ökofaktoren berechnet, wobei die Liste dieser Ökofak-

toren nicht abschließend ist, weitere können im Rahmen der regelmäßig wiederkehrenden

Überarbeitungen hinzugenommen werden. Die Auswahl der wichtigsten Umwelteinwirkun-

gen erfolgte in Abstimmung mit dem Umweltbundesamt (UBA). Auch bei der Festlegung der

Werte zu aktuellen und kritischen Frachten wurden bereits bestehende Ziele wie auch Vor-

schläge des UBA umgesetzt. Hierbei ist zu betonen, dass die Ziele der deutschen Umweltpo-

litik unabhängig von einem möglichen Einsatz in diesem - oder einem anderen -

Umweltbewertungsverfahren formuliert wurden und insofern eine allgemeine Aussagekraft

auch für andere Zwecke und Verfahren entfalten.

3 Methodische Grundlagen

14


3.1 Methode der ökologischen Knappheit

3.1.1 Einordnung in den Ablauf nach ISO

Nach internationalem Standard ISO (2006) kann die Erstellung einer Ökobilanz in die folgen-

den vier Phasen unterteilt werden:

1. Definition von Ziel und Untersuchungsrahmen

2. Erstellen einer Sachbilanz

3. Wirkungsabschätzung

4. Auswertung

Legt man diese Abstufung zu Grunde, dann setzt die MöK gemäß ihrer Zielsetzung als Be-

wertungsverfahren für Wirkungsabschätzung und Auswertung auf der ordnungsgemäßen

Erstellung einer Sachbilanz auf. Letztere wie auch die korrekte Definition des Untersu-

chungsrahmens sind bereits ausführlich in der einschlägigen Literatur beschrieben (Frisch-

knecht et al., 2013; ISO, 2006).

3.1.2 Welche Elemente hat das Bewertungsverfahren?

Das Mök-Bewertungsverfahren besteht im Wesentlichen aus drei Elementen:

a) dem Bewertungs- und Aggregationsalgorithmus als Rechenvorschrift (bleibt stets

gleich),

b) dem Datensatz für das Zielland (hier Deutschland), bestehend aus der Auswahl von

zu betrachtenden Umwelteinwirkungen mit den zugehörigen aktuellen Belastungs-

werten und den von den Umweltbehörden quantitativ beschriebenen Ziel-

Umweltbelastungen, welche möglichst unterschritten werden sollen,

c) den zu bewertenden Sachbilanzen etwa des Unternehmensstandortes oder der zu

betrachtenden Prozesse.

3.2 Grundprinzip

3.2.1 Welche Anwendungsformen gibt es?

Die MöK lässt sich überall da einsetzen, wo verschiedene Umwelteinwirkungen sinnvoll mit-

einander bewertet und verglichen werden sollen. Einen der möglichen Anwendungsschwer-

punkte bilden dabei im betrieblichen Bereich die Bewertungen von Fertigungsstandorten o-

der von vergleichbaren Prozessschritten, deren Umweltauswirkungen verringert werden sol-

len. Ebenso verbreitet ist die Analyse von unterschiedlichen möglichen Fertigungssituationen

mit der entsprechenden Ableitung von realisierbaren Umweltzielen.

Der innere Zusammenhang dieser Bewertungsformen liegt darin, dass etwa ein Produktions-

standort als eine Zusammenfassung der vor Ort ablaufenden Prozesse verstanden werden

kann und die Bewertung dieser Prozesse innerhalb eines Werkes erfolgen kann (s. Abbil-

dung 2: Datenfluss in der MöK-Umweltbewertung). Weitere Anwendungsformen finden sich

in Frischknecht et al. (2013).


15

Abbildung 2: Datenfluss in der MöK-Umweltbewertung

3.2.2 Welche Anforderungen werden gestellt?

Bei Umweltbewertungen – gerade wenn sie im Zusammenhang mit Unternehmensdarstel-

lungen vorgenommen werden – ist stets der Eindruck von interessenbedingter Willkür hin-

sichtlich des Ergebnisses zu vermeiden. Die jahrelange industrielle Vorerfahrung im Umgang

mit Umweltbewertungen hat schon bei der Konzeption der MöK im Jahr 1990 zur Berück-

sichtigung folgender, für die gewünschte Transparenz unverzichtbarer, Anforderungen ge-

führt, welche auch für die neueste Daten-Überarbeitung des Jahres 2013 Gültigkeit haben:

Vollständigkeit

Die Bewertung hat alle wesentlichen Umwelteinwirkungen des betrachteten Prozesses oder

Standorts zu erfassen.

Öffentliche Ziele

Die Bewertung muss auf der Basis der veröffentlichten Umweltziele der jeweiligen Behörden

eines Landes erfolgen und diese zum Maßstab für die Bewertung machen - aus Gründen der

Neutralität und Nachvollziehbarkeit.

Unabhängigkeit vom Ersteller der Bewertung

Die Ergebnisse der Umweltbewertung dürfen nicht von der Person des Erstellers der Bewer-

tung abhängen (in Analogie zur Erstellung betriebswirtschaftlicher Bilanzen).

Eindeutige Aussage

Die Bewertung muss bei Vergleichen zu eindeutigen, in der unternehmerischen Praxis ver-

wendbaren und reproduzierbaren Aussagen kommen.


16

Systematische Aggregation

Die Zusammenfassung des Bewertungsergebnisses zu einer Aussage muss systematisch

unterstützt werden und darf nicht in das Ermessen des (subjektiven) Anwenders gestellt

werden.

3.2.3 Welche Daten sind zu verwenden?

a) Bei Vorliegen von sich geographisch überschneidenden Datensätzen, z. B für

Deutschland und Europa gilt die Regel, dass immer der genauere, spezifischere ver-

fügbare Datensatz verwendet werden sollte. Eine Ausnahme besteht darin, dass et-

wa für zu vergleichende Standorte in verschiedenen europäischen Ländern eine

übergeordnete Datenbasis - in diesem Fall die europäische - verwendet werden

muss, um eine Vergleichbarkeit möglich zu machen.

b) Für geographische Zuordnungen ist zu beachten, dass mit den MöK-

Umweltbewertungen - wie mit anderen derartigen Bewertungsverfahren auch - keine

sogenannten Umweltverträglichkeitsprüfungen (UVPs) für einen bestimmten Standort

erstellt werden können. Wenn das dennoch beabsichtigt wird, müssen die einschlägi-

gen Vorschriften für die Untersuchung und Erstellung dieser standortgebundenen

UVPs eingehalten werden. Die MöK orientiert sich in der Knappheitsermittlung defini-

tionsgemäß an den mittleren Verhältnissen eines Landes sowie, was die Daten an-

geht, emissions- und verbrauchsseitig an den bereits bestehenden landesspezifi-

schen Belastungsmustern (wie Ballungsgebiete, Industriegebiete, Struktur der Ober-

flächengewässer etc.), die ja zur Festlegung der entsprechenden behördlichen Um-

weltziele geführt haben.

3.2.4 Welche Umwelteinwirkungen müssen betrachtet werden?

Aus Unternehmenssicht müssen die mit der MöK zu erfassenden Umwelteinwirkungen

- bekannt

- erlaubt

- erforscht

- eingeplant

sein. Somit werden etwa Umwelteinwirkungen von der Bewertung ausgeschlossen, die noch

nicht bekannt sind, oder auch solche, die noch nicht so hinreichend erforscht sind, dass ent-

sprechende Umweltziele hierfür abgeleitet werden können. Ebenso beschränkt sich die Be-

trachtung nur auf erlaubte Einwirkungen, da Verbote, wie beispielsweise Emissionsverbote,

nicht über ein solches Bewertungsverfahren wirksam durchgesetzt werden können. Des Wei-

teren fokussiert das Verfahren auf planmäßig durchgeführte, das heißt zu den betrachteten

Prozessen gehörende, Umwelteinwirkungen und nicht etwa auf lediglich bestehende Risiken

für Fälle von Havarien oder sonstigen Verlusten der Prozesskontrolle.


17

3.3 Verfahren

3.3.1 Wie wird bewertet und aggregiert?

Die MöK kann sehr unterschiedliche Umwelteinwirkungen miteinander vergleichbar und zu

einem Wert aggregierbar machen. Der Aggregationsmechanismus ist hierbei, vereinfacht

formuliert, der „Grad der Unerwünschtheit“ einer Umwelteinwirkung. Dieser wird charakteri-

siert durch das Verhältnis des aktuellen Umweltzustands und des anzustrebenden Unter-

schreitungs-Zielwerts – also der jeweiligen Knappheitssituation. Diese Unerwünschtheit exis-

tiert für jede Umwelteinwirkung und ist somit ein allen Einwirkungen gemeinsames Kriterium,

das hinreichend die geforderte Aussagekraft für die Aggregation repräsentiert.

3.3.2 Welche Einsatzmöglichkeiten des Bewertungsverfahrens gibt es noch?

Durch die unmittelbare Vergleichbarkeit der einzelnen Umwelteinwirkungen lassen sich die

entsprechenden „Umweltbelastungspunkte“ (UBP) als Maßeinheit für die Umweltbelastung

und für das Ergebnis der Bewertung in unterschiedlicher Form verwenden (Näheres zur Be-

rechnungsformel: siehe Datenteil). So können über die bereits beschriebenen direkten Ver-

gleiche hinaus beispielsweise

a) Hierarchisierungen aus verschiedenen Investitionsmöglichkeiten ermittelt werden,

b) Umweltbudgets erstellt werden, etwa pro Standort, pro Bereich oder Abteilung, oder

c) es kann die Umweltbelastung etwa pro Tonne hergestellten Gutes, pro Stück o. ä.

ermittelt werden und

d) es können die Maßnahmen für eine maximale Umweltentlastung innerhalb eines vor-

gegebenen Zeitraumes oder Finanzbudgets ermittelt werden sowie

e) weitere Ad-hoc-Einsatzzwecke formuliert werden.

f) Für die Struktur möglicher Bewertungseinsätze und die Verwendung der „Umweltbe-

lastungspunkte“ kann hierbei eine Orientierung an den betriebswirtschaftlichen Kos-

tenrechnungen in Euro erfolgen.

3.3.3 Wie wird Nachvollziehbarkeit kommunizierbar?

Gerade in der Kommunikation mit Dritten wie beispielsweise Kunden, Wettbewerbern, Ver-

bänden, Behörden, Auditoren etc. ist die Nachvollziehbarkeit der Umweltbewertungen von

entscheidender Bedeutung. Entstünden in diesem Zusammenhang Zweifel, verlöre das Be-

wertungsergebnis erheblich an Wert und würde als Entscheidungsgrundlage in Frage ge-

stellt. Für eine große Verlässlichkeit ist es erforderlich, dass das Bewertungsergebnis frei

von subjektiven Festlegungen der bewertenden Person ist, da andere Personen sonst zu

anderen Bewertungsergebnissen kommen würden. Für die unternehmerische Entschei-

dungsfindung wäre es kontraproduktiv, wenn Umweltentscheidungen in diesem Sinne keinen

Bestand hätten. Man kann die Verhältnisse am ehesten mit denen bei der Erstellung einer

betriebswirtschaftlichen Bilanz für Unternehmen vergleichen: auch hier muss die ermittelte

Bilanzsumme weitestgehend unabhängig von der bilanzierenden Person sein, wenn Banken,

Gläubiger und Anleger sich auf ein interessenfreies, neutrales Abbild der bestehenden Ver-

mögensverhältnisse stützen können sollen.


18

Die folgende Abbildung 3: "Gewaltenteilung" in der MöK zeigt, wie bei der Anwendung der

MöK durch die Konzeption im Sinne einer „Gewaltenteilung“ weitgehend eine Willkür im Be-

wertungsergebnis vermieden wird:

Abbildung 3: "Gewaltenteilung" in der MöK

Wesentlich hierbei ist die sachliche und personelle Trennung von wissenschaftlichem Er-

kenntnisgewinn einerseits, Norm-und Zielsetzung durch die Umweltbehörden andererseits

sowie dem Unternehmen, das zwar umweltrelevante sachbilanzielle Daten durch seine Ge-

schäftstätigkeit erzeugt, jedoch auf die beiden erstgenannten Positionen keinen bewertungs-

relevanten Einfluss hat und so nicht durch die Wahl der Bewertungsparameter das Ergebnis

beeinflussen kann. Eine Willkür-Vermutung bei Dritten wäre naheliegend, wenn das bewer-

tungserstellende Unternehmen die zu betrachtenden problematischen Umwelteinwirkungen

sowie womöglich auch noch die zugehörigen Umweltziele selbst festlegen wollte.

3.3.4 Welche Transparenz-Regeln sind einzuhalten?

Der große Vorteil der MöK besteht darin, dass das Bewertungsergebnis konzeptbedingt nicht

von der Person des Bewertungserstellers abhängt, solange einige wesentliche Regeln ein-

gehalten werden:

a) Rolle der Behörden: Die für Umweltbewertungen verwendeten Datensätze haben

entscheidenden Einfluss auf die Bewertungsergebnisse. Deshalb ist es für eine ver-

lässliche Kommunikation innerhalb wie außerhalb eines Unternehmens entschei-

dend, dass die Bewertungsgrundlagen frei von der möglichen Interessenslage des

jeweiligen Unternehmens sind. Dies wird dadurch sichergestellt, dass zur Ermittlung

der ökologischen Knappheiten die offiziell formulierten Ziele der obersten Umweltbe-

hörden verwendet werden. So wird vermieden, dass die Glaubwürdigkeit des Bewer-

tungsergebnisses durch eine vermutete Willkür des Bewertenden beeinträchtigt wird.


19

b) Quellenangabe: Bei der Verwendung der Umweltdaten muss jeweils ersichtlich sein,

welche Daten verwendet wurden und welchen Ursprungs sie sind. Der verwendete

Datensatz (für Deutschland, Schweiz etc.) muss bei der Bewertung stets deutlich de-

klariert werden. Die Datensätze für unterschiedliche geographische Regionen sind

nicht austauschbar, da sich sowohl die jeweiligen nationalen Frachten wie auch die

entsprechenden Umweltziele der Länder unterscheiden. Innerhalb einer Bewertung

muss man daher den verwendeten Datensatz deutlich angeben und beibehalten.

c) Veröffentlichungszeitpunkt des Datensatzes: Dieser muss ebenfalls angegeben wer-

den, da innerhalb eines geographischen Gebietes der Stand der Aktualisierung be-

kannt sein muss. Dies ist unmittelbar nachvollziehbar, da sich im Laufe der Zeit so-

wohl die Knappheits-Situationen der einzelnen Umwelteinwirkungen als auch der

Umfang der betrachteten Umwelteinwirkungen ändern können. So ist beispielsweise

in der Schweiz derzeit bereits der vierte aktualisierte Datensatz verfügbar (aus den

Jahren 1990, 1998, 2006 und 2013). Als weitere Regel gilt, immer den neuesten und

somit aktuellsten Datensatz zu verwenden.

d) Beschreibung des Datensatzes: Diese sollte so eindeutig wie möglich erfolgen. Also

etwa „MöK-D-2013“, oder „MöK-CH-2006“ u. s. w.

e) Vergleichbarkeit: Sollen vergleichende Bewertungen angestellt werden, so ist darauf

zu achten, dass die tatsächliche Vergleichbarkeit der zu untersuchenden Varianten

gegeben ist. So kann nur dann ein Herstellungsprozess mit einem anderen vergli-

chen werden, wenn er zum gleichen Output führt. Oder ein Werksstandort kann über

zwei Perioden (z. B. Geschäftsjahre) verglichen werden, um die Frage zu beantwor-

ten, ob die Gesamtumweltbelastung im Laufe der Zeit etwa gestiegen oder gesunken

ist. Ähnliche Kriterien für eine Vergleichbarkeit findet man auch in der betriebswirt-

schaftlichen Kostenrechnung.

f) Genauigkeit der Daten: Es liegt in der Natur der Sache, dass die Daten von Umwelt-

bewertungen selten völlig exakt ermittelt werden können. Hier ist es häufig notwen-

dig, mit gemittelten, inter- oder extrapolierten Werten zu arbeiten. Wesentlich dabei

ist, dass der relative Bewertungsfehler dann kleiner ist, wenn man mit Daten minderer

Genauigkeit arbeitet als wenn man die entsprechenden Daten aus der Befürchtung

der fehlenden Exaktheit heraus komplett wegfallen lässt. In jedem Fall sollte dies vor

allem im Kontakt mit Dritten deklariert werden.

g) Datenaktualisierung: Die für die Bewertung verwendeten Datensätze sollten perio-

disch aktualisiert werden. Bewährt hat sich hier ein Zeitraum von 5 bis 7 Jahren, nach

denen die zugrunde liegenden Basisdaten überprüft bzw. an die neuen Gegebenhei-

ten angepasst werden. Leicht nachvollziehbar ist, dass sich zwischenzeitlich neue

Erkenntnisse über den Umfang der zu betrachtenden Umwelteinwirkungen und die

jeweiligen aktuellen sowie kritischen Belastungen ergeben haben können. Eine Aktu-

alisierung in kürzeren Zeiträumen erweist sich als weniger sinnvoll, da so eine Versi-

onenvielfalt an Datensätzen entsteht, die sich jeweils nur geringfügig unterscheiden

und doch nicht für Vergleiche untereinander geeignet sind.


20

3.3.5 Worauf ist bei der Bewertungserstellung zu achten?

Die Erstellung nachvollziehbarer, verlässlicher Umweltbewertungen, die als Entscheidungs-

grundlage für größere Investitionen oder für die Kommunikation mit Dritten geeignet sind,

hängt von mehreren Faktoren ab:

a) Eine sorgfältig erstellte Sachbilanz: In dieser werden die entsprechenden sachlichen

Analysen der Prozesse vorgenommen und z. B. Fragen wie Handhabung von Kop-

pelprodukten, Gutschrift von Recyclinganteilen, Verwendung von Produktionsabfäl-

len, Nutzungsdaten, Anwendung von Allokationsregeln u. v. m. vorschriftsmäßig be-

rücksichtigt.

b) Der sachgerechten Deklaration der verwendeten Datensätze, Quellen, Annahmen

etc., um die für die Bewertung maßgeblichen Berechnungsgrundlagen sichtbar zu

machen.

c) Ebenso ist die Angabe des Bewertungserstellers sowie gegebenenfalls der verwen-

deten Software und Datenbanken für die Nachvollziehbarkeit notwendig.

3.4 Klassifizierung und Einordnung

3.4.1 MöK: Midpoint- oder Endpoint-Verfahren?

In der wissenschaftlichen Literatur werden vielfach Systematiken, Regelwerke und Normen

aufgestellt, die geeignet sein sollen, einen Überblick über die verschiedenen Bewertungsver-

fahren und Entscheidungshilfen für eine entsprechende Auswahl zu geben. Sinnvoll ist in

diesem Zusammenhang jeweils eine genaue Betrachtung aller Elemente des Bewertungs-

systems, damit nachvollziehbare Schlüsse gezogen werden können.

Nach üblicher Darstellung in der Literatur werden Bewertungsverfahren in sogenannte Mid-

point- und Endpoint-Verfahren unterschieden. Erstere sind solche, die in den Bewertungen

auf verschiedene Wirkungskategorien wie Ozonabbau, Versauerung, Treibhauseffekt etc.

(Midpoint-Indicators) fokussieren und letztere sind solche, die sich an Schadenskategorien

wie „menschliche Gesundheit“, „Biodiversität“ etc. (Endpoint-Indicators) orientieren. Beiden

Methodentypen wird gemeinhin ein unterschiedlicher Horizont hinsichtlich der Bewertungs-

reichweite unterstellt, da die Endpoint-Verfahren noch einmal eine weitere Aggregationsstufe

abdeckten und so den eigentlichen Zweck der Bewertung des eigentlichen Umweltschadens

eher erreichten.

Eine nähere Betrachtung der realen Verhältnisse zeigt, dass diese Unterteilung einschließ-

lich der damit verbundenen Interpretation bei der MöK ihre Bedeutung verliert. Angesichts

der Tatsache, dass sich die hierbei verwendeten behördliche Umweltziele eindeutig an Um-

weltschäden und an der gewollten Vermeidung derselben orientieren, ist sicherlich eine Be-

wertung bis zu einem „Endpoint“ sichergestellt, obwohl die Literatur das Verfahren meist der

Midpoint-Kategorie zuweist. In diesem Fall ist die Antwort auf obige Frage von Art und Erhe-

bung der behördlichen Zielfestlegung abhängig und nicht von der Bewertungsmethode

selbst. Hier muss insofern klar zwischen der Bewertungsmethode und den davon unabhän-

gigen Datensätzen mit den Umwelt-Zielformulierungen unterschieden werden (vergl. Abbil-

dung 4: Orientierung der Umweltziele an den Schadenswirkungen).


21

Abbildung 4: Orientierung der Umweltziele an den Schadenswirkungen (Darstellung in Anlehnung an CH-BAFU, Bern)

3.4.2 Ist das Vorgehen des MöK-Verfahrens normgerecht nach ISO 14040ff?

Die DIN EN ISO 14040 beschreibt das prinzipielle Vorgehen und den groben Rahmen, in

dem sich die Erstellung einer Umweltbewertung (auch „Ökobilanz“) bewegt. Es werden hier

Hinweise zu den vier Phasen einer Ökobilanz (Zielfestlegung, Sachbilanz, Wirkungsabschät-

zung, Auswertung) sowie zur Berichtserstellung und kritischen Prüfung gegeben.

Grundsätzlich sollte im Verfahren der Ökobilanzerstellung vorzugsweise auf naturwissen-

schaftliche Erkenntnisse zurückgegriffen werden. Hilfsweise können sowohl weitere wissen-

schaftliche Ansätze als auch internationale Übereinkommen genutzt werden. Ist keiner die-

ser Wege zielführend, können Entscheidungen auf Werthaltungen beruhen, die es dann nä-

her zu beschreiben gilt (vergl. Frischknecht et. al., 2013).

Naturwissenschaftliche Erkenntnisse können lediglich umweltrelevante Zusammenhänge

aufzeigen. Sie erzeugen selbst noch keine Ziele. Wenn Umweltziele definiert werden sollen,

muss die Festlegung des als „kritisch“ empfundenen Zustands mit der dazugehörigen Jah-

resfracht (oder dem Jahresverbrauch) im Rahmen eines Willensbildungsprozesses erfolgen.

Dieser wird, sofern gesellschaftlich getragen und in behördliche Bahnen gelenkt, zur gesell-

schaftlichen beziehungsweise politischen Willenserklärung, die dann den kritischen Zustand

definiert. Der umweltpolitische Zielfindungsprozess in einem Land integriert so die Meinun-

gen einer Vielzahl von Akteuren und wird zudem von Fachexperten begleitet, durch die dann

zusätzlich eine wissenschaftliche Diskussion integriert wird.

Im Rahmen des MöK-Verfahrens wird, wie bereits beschrieben, auf umweltpolitische Ziele

referenziert, die aus naturwissenschaftlichen Erkenntnissen abgeleitet werden (vergl. Abb. 3)

und von den obersten Umweltbehörden definiert werden.


22

Aufgrund des beschriebenen Zustandekommens der Zielsetzungen sowie des verwendeten

Aggregationsprinzips gibt es beim MöK-Verfahren konzept- und systembedingt keine „sub-

jektiven Gewichtungen“ des Bewertungserstellers, die zu einer anwenderbezogenen Verzer-

rung der Ergebnisse führen könnten. Der hier verwendete Aggregations-Algorithmus basiert

einzig auf den behördlichen Festlegungen über Ist- und Sollzustand der Umwelt. In jeder

Bewertung ist von jeder einzelnen Umwelteinwirkung der entsprechende Anteil am Ender-

gebnis quantitativ sichtbar, zählbar und somit zurück verfolgbar. Durch diesen Mechanismus

erfüllt das MöK-Verfahren zwei Forderungen: erstens die von der Industrie für Entschei-

dungszwecke geforderte Vollaggregation aller Einzelaussagen als systemgestützte Ent-

scheidungsgrundlage und zweitens die grundsätzliche Freiheit von arbiträren Festlegungen

durch den Bewertungsersteller und somit die uneingeschränkte Transparenz und Nachvoll-

ziehbarkeit für Dritte. Gerade diese beiden Forderungen aus der Wirtschaft haben seinerzeit

zur Entwicklung der MöK geführt (vergl. Ahbe et al., 1990).

3.5 Verantwortungsvoller Umgang mit Umweltbewertungen

Wenn die oben dargelegten Regeln konsequent eingehalten werden, können mit der MöK-

Methode sowohl Bewertungen für den Bedarf im eigenen Unternehmen (intern) als auch sol-

che für Marketingzwecke und Vergleichsstudien für Dritte (extern) erstellt werden.

Auch Verbände und Behörden sind an Bewertungen interessiert, deren Bewertungsbasis

jederzeit nachvollzogen werden kann. Die langjährigen Erfahrungen in der Schweiz zeigen,

dass es die Glaubwürdigkeit deutlich erhöht, wenn die Bewertungsgrundlagen aus öffentlich

kontrollierten Quellen kommen.

4 Datenteil

23

4 Datenteil

4.1 Die Methode

Nach Frischknecht et al. (2009) kann die Methode der ökologischen Knappheit wie folgt be-

schrieben werden:

Die Methode der ökologischen Knappheit gewichtet die Umwelteinwirkungen, das heißt die

Schadstoffemissionen und die Ressourcenentnahmen, mit sogenannten „Ökofaktoren“. Der

Ökofaktor leitet sich aus der Umweltgesetzgebung oder entsprechenden politischen Zielen

ab. In seiner Grundform folgt er, dem Vorgehen der DIN EN ISO 14040:2006-10 (Ökobilan-

zen, Life Cycle Assessment, (DIN, 2006)).

Der Ökofaktor ist für jede Umwelteinwirkung wie folgt definiert:

Formel 1: Berechnung eines Ökofaktors

Ö𝑘𝑜𝑓𝑎𝑘𝑡𝑜𝑟 = 𝐾 ∙ 1∙𝑈𝐵𝑃

𝐹𝑛 ∙ (

𝐹

𝐹𝑘)

2 ∙ 𝑐

mit: K = Charakterisierungsfaktor eines Schadstoffs bzw. einer Ressource

Fn = Normierungsfluss: Aktueller jährlicher Fluss, bezogen auf Deutschland

F = Aktueller Fluss: Aktueller jährlicher Fluss, bezogen auf das Referenzgebiet

Fk = Kritischer Fluss: Kritischer jährlicher Fluss, bezogen auf das Referenzgebiet

c = Konstante (1012

/a): Dient dazu, einfach darstellbare Zahlengrößen zu erhalten.

UBP = Umweltbelastungspunkt: Einheit der bewerteten Umweltwirkung

Charakterisierungsfaktoren werden für Schadstoffe und Ressourcen bestimmt, die einer

spezifischen Umweltwirkung (beispielsweise dem Treibhauseffekt) zugeordnet werden kön-

nen. Dabei wird die Wirkung eines bestimmten Schadstoffes (zum Beispiel Treibhauswirk-

samkeit von Methan) in Beziehung gesetzt zur Wirkung einer Referenzsubstanz (in diesem

Beispiel Kohlendioxid).

Die Normierung dient dem Anpassen der Knappheitssituation (Gewichtung) an die aktuellen

Emissionen/ Ressourcenentnahmen einer Region. Mit der Normierung wird die Beurteilung

auf die nationalen Verhältnisse angepasst (normiert). Deshalb erfolgt die Normierung auf der

Basis der gesamtdeutschen jährlichen Schadstoff-Emissionen resp. Ressourcen-

Entnahmen.

Die abschließende Gewichtung von Schadstoffen beziehungsweise Ressourcen oder von

charakterisierten Umweltwirkungen erfolgt anhand ihres Verhältnisses zur Umweltzielset-

zung, der sogenannten „ökologischen Knappheit“. Dazu verwendet die Methode einer-

seits die gesamten gegenwärtigen Flüsse einer Umwelteinwirkung (aktuelle Flüsse) und an-

Charakterisierung

(optional)

Normierung Konstante Gewichtung

4 Datenteil

24

derseits die im Rahmen der umweltpolitischen Ziele als maximal zulässig erachteten Flüsse

derselben Umwelteinwirkung (kritische Flüsse). Je nach Ausgestaltung des Umweltziels be-

ziehungsweise der Umweltgesetzgebung werden einzelne Substanzen (Umwelteinwirkun-

gen) oder (charakterisierte) Umweltwirkungen betrachtet. Die Knappheit (Gewichtung) ist

eine dimensionslose Größe, die ausschließlich vom Verhältnis des aktuellen zum kritischen

Fluss bestimmt wird. Die absolute Größe der Flüsse hat keinerlei Einfluss auf die Gewich-

tung.

Der Faktor c ist für alle Ökofaktoren identisch und dient der besseren Handhabbarkeit; er

führt zu einfacher handhabbaren Größenordnungen und enthält die aus den Mengeneinhei-

ten verbleibende Zeitdimension, auf die er sich der Größe nach bezieht.

Die Ökofaktoren bilden über die Charakterisierung, Normierung und Gewichtung die politi-

sche und gesetzgeberische Bewertung der ökologischen Relevanz der Schadstoffe ab. Die

Einheit des Ökofaktors ist „Umweltbelastungspunkte (UBP) pro Mengeneinheit“, beispiels-

weise „UBP / g SO2“. Die Multiplikation des Ökofaktors mit der Menge an Emission oder Ver-

brauch liefert pro Einwirkung die Umweltbelastungspunkte, die über alle Einwirkungen ag-

gregiert, das heißt addiert, werden.

Formel 2: Berechnung der Umweltbelastungspunkte

𝑈𝐵𝑃 = Ö𝑘𝑜𝑓𝑎𝑘𝑡𝑜𝑟 ∗ 𝑀𝑒𝑛𝑔𝑒

Bei einigen Ökofaktoren existieren mehrere mögliche Arten zur Herleitung. Für die Methode

der ökologischen Knappheit gilt der Grundsatz, dass jeweils der höchste der resultierenden

Ökofaktoren verwendet wird. Die Gewichtung geschieht somit aufgrund der dominierenden

bewertbaren Umweltwirkungen.

4.2 Ziele der Datenerhebung

Ziel der Initiative „Methode der ökologischen Knappheit für Deutschland“ war es, die in der

Schweiz entwickelte „Methode der ökologischen Knappheit“ auf deutsche Verhältnisse zu

übertragen. Die Ökofaktoren sind somit Faktoren zur Bewertung von – als relevant erachte-

ten – Umwelteinwirkungen menschlichen Handelns und ermöglichen einen Vergleich sowie

eine Summierung (Aggregation) der aus den Einwirkungen resultierenden Umweltbelastun-

gen.

Die Ökofaktoren werden unabhängig vom Anwender mittels Verrechnung von nationalen

Werten zu aktuellen und kritischen Verbräuchen oder Emissionen als Frachten gebildet

(Frischknecht et al., 2009). Somit beruhen die Schweizer Ökofaktoren auf aktuellen und kriti-

schen Frachten für die Schweiz und können bei der direkten Anwendung in Deutschland

(z.B. bezogen auf einen einzelnen Prozess) zu Fehleinschätzungen führen (Gernuks, 2005).

Aus diesem Grunde wurde die Schweizer Methode der ökologischen Knappheit in dieser

Initiative auf deutsche Verhältnisse übertragen. Im Folgenden wird die Bestimmung deut-

scher Ökofaktoren im Sinne der Methode der ökologischen Knappheit beschrieben.

4 Datenteil

25

4.3 Übertragung der Methode der ökologischen Knappheit auf Deutschland

Bei der Übertragung der Methode der ökologischen Knappheit auf Deutschland ist standort-

bedingt mit abweichenden Normierungsflüssen, aktuellen Flüssen und kritischen Flüssen zu

rechnen.

Die kritischen Flüsse sind gleichbedeutend mit umweltpolitischen Zielsetzungen. Ein wichti-

ger Aspekt, der hierbei Erwähnung finden sollte, sind die unterschiedlichen politischen Ge-

gebenheiten der Schweiz und Deutschlands – vor allem in Bezug auf supranationale Vernet-

zungen. Die Schweiz hat als höchste Gesetzgebungsinstanz die Gesetzgebung des Bundes.

Deutschland ist jedoch ein Teil der Europäischen Union und somit supranational vernetzt.

Daraus resultierend ist in gewissen Bereichen die europäische Gesetzgebung der nationalen

(deutschen) Gesetzgebung übergeordnet. Laut der Grundsätze der MöK sollten die nationa-

len Werte den internationalen Werten vorgezogen werden (Frischknecht et al., 2009). Somit

werden im nachfolgenden Bericht – soweit vorhanden – deutsche Zielsetzungen verwendet.

4.4 Weitere Grundsätze zur Herleitung von Ökofaktoren

Folgende Grundsätze zur Herleitung von Ökofaktoren sind der Veröffentlichung zur MöK des

Schweizer Bundesamtes für Umwelt (BAFU) entnommen (Frischknecht et al., 2009).

4.4.1 Verwendung von Charakterisierungsfaktoren

Die grundlegende Bedingung für die Anwendung von Charakterisierungsfaktoren ist die

Übereinstimmung der Charakterisierung mit der Intention des Gesetzgebers.

Zudem gilt:

a) Die verwendeten Charakterisierungsfaktoren sollen wissenschaftlich anerkannt sein.

b) Die Charakterisierungsfaktoren können aus politischen Zielvorgaben hergeleitet sein.

4.4.2 Bestimmung der Normierung

Die zur Gewichtung herangezogenen aktuellen Flüsse sind in der Regel identisch mit den für

die Normierung zu verwendenden Flüssen. Wird aber eine Charakterisierung durchgeführt

oder regional oder zeitlich differenziert, so unterscheiden sich aktueller Fluss und Normie-

rungsfluss, falls das Umweltziel nicht auch auf der Basis der charakterisierten Emissionen

formuliert ist. Der charakterisierte Fluss umfasst nur diejenigen Stoffflüsse, deren Ökofakto-

ren über die Charakterisierung bestimmt werden. Ökofaktoren werden gemäß dem Prinzip

des höchsten Ökofaktors immer nur über das strengste Ziel bewertet. Ist für einen Fluss ein

anderes Ziel strenger, darf die Normierung diesen Fluss nicht mehr enthalten.

4.4.3 Bestimmung der Gewichtung

Für die Gewichtung werden in der Regel nationale jährliche Flüsse verwendet. Je nach Fra-

gestellung können für bestimmte Umweltprobleme standortspezifische, regionale, nationale,

kontinentale oder globale bzw. saisonale oder jährliche aktuelle und kritische Flüsse zur An-

wendung kommen. Die Flüsse werden entsprechend der Umweltziele und passend zur Nor-

mierung entweder als Einzelsubstanzen oder als Umweltwirkungen quantifiziert. Der Gewich-

4 Datenteil

26

tungsterm ist einheitenlos. Daher müssen aktueller und kritischer Fluss in denselben Einhei-

ten verwendet werden. Die Gewichtungsfunktion ist auch bei örtlich und zeitlich differenzie-

renden Ökofaktoren quadratisch. Die aktuellen Flüsse sind immer hinsichtlich des Redukti-

onsziels zu bestimmen. Die Bezugsgrundlage für den aktuellen und kritischen Fluss soll die-

selbe sein. Der aktuelle Fluss muss dem Ziel, beziehungsweise dem kritischen Fluss, ent-

sprechend berechnet werden. Meistens ist der aktuelle Fluss identisch mit dem Normie-

rungsfluss. Die kritischen Flüsse werden in der Regel auf politisch verbindliche Zielsetzun-

gen abgestützt (die ihrerseits auf wissenschaftlichen Kenntnissen beruhen sollten). In erster

Linie sind dies gesetzlich festgelegte Schutzziele (Jahresfrachten, Immissionsgrenzwerte).

Wo gesetzliche Vorgaben fehlen, wird auf möglichst verbindlichen politischen Absichtserklä-

rungen abgestellt.

4.4.4 Bestimmung des Ökofaktors

Die Ökofaktoren bilden über die Charakterisierung, Normierung und Gewichtung die politi-

sche und gesetzgeberische Bewertung der ökologischen Relevanz der Schadstoffe ab. Die

Emissionen verschiedener Schwermetalle in Luft, Boden und Gewässer beispielsweise wird

mit einem jeweils eigenen Ökofaktor bewertet, welcher (idealerweise) aus den jeweiligen

aktuellen und kritischen Flüssen berechnet wird. Daraus ergibt sich normalerweise ein unter-

schiedlicher Ökofaktor für die Emission eines Schadstoffes in Wasser, Luft oder Boden. Die-

se Unterschiede spiegeln die unterschiedlichen gesetzlichen Anforderungen und aktuellen

Belastungen wider.

4.4.5 Zeitaspekte zur Bestimmung der Ökofaktoren

In Gesetzen festgelegte Vorgaben, wie z. B. Immissionsgrenzwerte für Luftschadstoffe, ent-

halten außer den Übergangsbestimmungen meistens keinen expliziten Zeithorizont. Die

Bestimmungen gelten ab deren Inkrafttreten. Bei politischen Vorgaben hingegen können

konkrete Ziele für bestimmte Zeitpunkte definiert sein. Sind für die Bestimmung eines

Ökofaktors mehrere politische Zielvorgaben mit (stark) unterschiedlichen Fristigkeiten vor-

handen, sollte aufgrund einer Einschätzung der aktuellen politischen Lage entweder einer

der Zeitpunkte ausgewählt werden oder eine Interpolation auf einen Zeitpunkt dazwischen

durchgeführt werden.

Aufgrund der zeitlichen und thematischen Staffelung der Festlegung von Zielwerten können

die Basisjahre als Ausgangspunkte für Minimierungsziele je nach Umwelteinwirkung stark

voneinander abweichen. Dabei ist zu beachten, dass jeweils die jüngste Festlegung zur Be-

stimmung der Ökofaktoren verwendet wird.

Im vorliegenden Bericht werden die Ziele und damit auch die Zeithorizonte der obersten

deutschen Umweltbehörden verwendet. Es liegt in der Natur der Sache, dass diese Horizon-

te bei den Behörden jeweils von Forschungsstand, Planungsstand, Umsetzungsszenarien,

Dringlichkeit, politischer Aktualität und Abstimmung sowie anderen Faktoren abhängen. Die-

se Einflussgrößen für Terminierungen sind für verschiedene Umwelteinwirkungen unter-

schiedlich und ergeben dadurch zum Teil unterschiedliche zeitliche Umsetzungsziele.

4 Datenteil

27

4.5 Erhebung der Daten für Deutschland

- Erhebungszeitraum der Daten: von Dezember 2012 bis November 2013

- Abstimmung der Daten und Ziele mit dem Umweltbundesamt: März bis November

2013

4.5.1 Emissionen in die Luft

4.5.1.1 Treibhausgase

Den Treibhausgasen wird ein erheblicher Einfluss auf die Klimaerwärmung zugeschrieben.

Im Kyoto-Protokoll (UNFCCC, 1992) wird die Reduktion folgender Treibhausgase gefordert:

Kohlendioxid (CO2)

Methan (CH4)

Distickstoffmonoxid (N2O)

teilhalogenierte Fluor-KWs (HFKW)

perfluorierte KWs (PFKW)

Schwefelhexafluorid (SF6)

Die Reduktion der FCKW-Emissionen wird im Montrealer Protokoll über Stoffe, die zum Ab-

bau der Ozonschicht führen, geregelt und deshalb trotz ihrer Treibhauswirkung nicht im Kyo-

to-Protokoll erfasst.

Die Treibhausgase des Kyoto-Protokolls (ohne FCKW) werden nachfolgend als „THG“ abge-

kürzt.

4.5.1.1.1 Charakterisierung

Als Referenz für die Treibhauspotentiale (GWP, global warming potential) verschiedener

Gase dient die aktuelle Publikation des „Intergovernmental Panel on Climate Change

(IPCC)“ (Forster et al., 2007). Die Referenzsubstanz ist Kohlendioxid (CO2). Bei Bedarf wer-

den die Potentiale neuen wissenschaftlichen Erkenntnissen angepasst und neue Substanzen

werden beschrieben. Die Werte variieren mit der Zeitperiode, über die man die Effekte sum-

miert. Üblicherweise kommen die GWP100 (Integrationszeit 100 Jahre) zur Anwendung

(Tab. 1), so auch für die Charakterisierung in diesem Bericht.

Tab. 1: Global-Warming-Potentials für verschiedene Treibhausgase

Substanz Global-Warming-Potential (GWP) in CO2-eq. Quelle

CO2 1 Forster et al., 2007,

S. 212

CH4 25

N2O 298

HFKW 124 - 14.800

PFKW 7.390 - 17.700

SF6 22.800

4 Datenteil

28

4.5.1.1.2 Normierung

Da eine Charakterisierung mit den aktuellen Global-Warming-Potentials (GWPs) (Forster et

al., 2007) vorgenommen wird, geschieht die Normierung ebenfalls am mit diesen GWPs be-

rechneten Gesamtfluss an Treibhausgasen. Dies führt zu einem Normierungsfluss von

916.769 Tsd. t CO2-eq/a.

4.5.1.1.3 Gewichtung

Reale Frachten

Die deutschen THG-Emissionen im Basisjahr 1990 betrugen 1.232.430 Tsd. t CO2-eq, bis

2011 haben sich die Emissionen auf 916.769 Tsd. t CO2-eq verringert (UBA, 2012c) (Tab. 2).

Tab. 2: Treibhausgas-Emissionen in Deutschland

Bezugsjahr Dt. THG-Emissionen (ohne FCKW) in (Tsd. t CO2-eq.) / a

Quelle

Basisjahr 1990 1.232.430 UBA, 2012c

Aktuell 2011 916.769

Politischer Zielwert

Nach dem Kyoto-Protokoll (UNFCCC, 1992) und der damit verbundenen Genehmigung des

Protokolls durch den Rat der Europäischen Union gilt als Basisjahr der THG-Emissionen das

Jahr 1990. Des Weiteren gilt für Deutschland die THG-Emissionen bis zum Zeitraum 2008 -

2012, um 21 % gegenüber dem Basisjahr 1990 zu senken (Rat der Europäischen Union,

2002).

Deutschland hat sich als weiteres Ziel gesetzt, die THG-Emissionen bis 2020 um 40 % ge-

genüber 1990 zu senken (BMU und BMWi, 2007), (BMU, 2009). Für Treibhausgasemissio-

nen wurde im Ersten Monitoring Bericht „Energie der Zukunft“ (BMU und BMWi, 2012) Tab.

S. 16 unter „Quantitative Ziele der Energiewende“ für das Jahr 2050 ein Reduktions-

Zielband von 80-95% des Wertes von 1990 angegeben. Für dieses Bewertungsverfahren

wird der Wert von 80% zugrunde gelegt, da bei Erreichen dieses Wertes die Zielvorgabe

erstmals erfüllt wäre. Bei gutem Fortschritt in der Zielerreichung kann der Wert bei einer spä-

teren Datenüberarbeitung auch noch angepasst werden.

Tab. 3 zeigt den Zielwert der THG-Emissionen in Deutschland bei einer Verringerung der

Emissionen um 40% und um 80%.

Tab. 3: Zielwert der Treibhausgas-Emissionen in Deutschland

Bezugsjahr Prozentuale Verringerung der dt. Treibhausgas-Emissionen gegenüber 1990

Zielwert der Treibhausgas-Emissionen in Deutschland in Tsd. t CO2-eq/a

Quelle

2020 2050

- 40 % - 80 %

739.458 246.486

BMU und BMWi, 2012

4 Datenteil

29

4.5.1.1.4 Ökofaktor

Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lässt sich ein deutscher Ökofaktor (ÖF) für

THG-Emissionen von 0,015 UBP/g CO2-eq wie folgt berechnen (s. Tab. 4), die Berechnung

erfolgt für diesen Ökofaktor beispielhaft:

Ö𝐹𝐶𝑂2−𝑒𝑞 = 1 ∙ 𝑈𝐵𝑃

916.769 ∗109𝑔

𝑎

∙ (916.769 ∗

109𝑔𝑎

246.486 ∗109𝑔

𝑎

)

2

∙ 1012

𝑎 = 0,015

𝑈𝐵𝑃

𝑔

Tab. 4: Deutscher Ökofaktor für Treibhausgas-Emissionen

Bezugsjahr Ökofaktor in UBP/g CO2-eq.

2050 0,015

4.5.1.2 NMVOC

VOC (volatile organic compounds, dt.: flüchtige organische Verbindungen)

Diese sind neben den teilweise toxischen Wirkungen Vorläufersubstanzen für Photooxidan-

tien und schädigen die Gesundheit von Menschen und Pflanzen. Nach 31. BImSchV (§2

Z11) ist eine flüchtige organische Verbindung definiert als „eine organische Verbindung, die

bei 293,15 Kelvin einen Dampfdruck von 0,01 Kilopascal oder mehr hat oder unter den jewei-

ligen Verwendungsbedingungen eine entsprechende Flüchtigkeit aufweist. Der Kreosotanteil,

der bei 293,15 Kelvin diesen Dampfdruck übersteigt, gilt als flüchtige organische Verbin-

dung.“

NMVOC (non methane volatile organic compounds)

Die NMVOC umfassen VOC ohne das Gas Methan.


Das Ozonbildungspotential (photochemical ozone creation potential, POCP) beschreibt, wie

stark ein Molekül in der Ozonbildung wirkt und könnte als Ansatzpunkt für die Charakterisie-

rung dienen. Da in der 33. BImSchV, §7 (2004) bewusst keine Unterscheidung zwischen

verschiedenen NMVOC-Substanzen gemacht wird, ist eine Charakterisierung nicht ange-

bracht.


Das vorgegebene Ziel ist die Reduktion der deutschlandweit emittierten Menge an NMVOC

und es wird keine Charakterisierung vorgenommen. Daher ist der Normierungsfluss identisch

mit dem aktuellen Fluss von 1.006.000 t/a (s. Tab. 5).


Reale Frachten

Im Jahr 2011 betrugen die deutschen NMVOC-Emissionen 1.006.000 t (UBA, 2012d) (Tab.

5).

4 Datenteil

30

Tab. 5: NMVOC-Emissionen in Deutschland

Bezugsjahr Dt. NMVOC-Emissionen in t/a Quelle

2011 1.006.000 UBA, 2012d


Laut 33. BImSchV, §7 (2004) sollen die deutschen NMVOC-Emissionen ab 2010 auf

995.000 t pro Jahr begrenzt werden. Das Umweltbundesamt nimmt einen kritischen Wert der

deutschen NMVOC-Emissionen von 826.000 t/a an (UBA, 2013c). Tab. 6 zeigt die möglichen

politischen Zielwerte für deutsche NMVOC-Emissionen:

Tab. 6: Zielwerte der NMVOC-Emissionen in Deutschland

Zielwert der NMVOC-Emissionen in Deutschland in t/a

Quelle

826.000 UBA, 2013c

995.000 33. BImSchV, §7, 2004

„Für die Methode der ökologischen Knappheit gilt der Grundsatz, dass jeweils der höchste

der resultierenden Ökofaktoren verwendet wird.“ (Frischknecht et al., 2009). Dies führt dazu,

dass die Wahl des politischen Zielwertes auf den strengeren der beiden Werte fällt

(826.000 t NMVOC/a).


Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lässt sich ein deutscher Ökofaktor für NMVOC-

Emissionen von 1,475 UBP/g NMVOC berechnen (s. Tab. 7).

Tab. 7: Deutscher Ökofaktor für NMVOC-Emissionen

Bezugsjahr Ökofaktor in UBP/g NMVOC

2011 1,475

4.5.1.3 NOx als NO2


NOx trägt sowohl zum Ozonbildungspotential (POCP) als auch zur Eutrophierung und zur

Versauerung bei. Da alle drei Wirkungen maßgeblich sind, kann keine eindeutige Zuordnung

zu einer Wirkung erfolgen (vergl. Frischknecht et al., 2009).

Des Weiteren besteht für NOx ein eigener Grenzwert in der 33. BImSchV, §7 (2004). Eine

Charakterisierung wird daher nicht vorgenommen; stattdessen wird ein separater Ökofaktor

für NOx-Emissionen gebildet. Die NOx-Emissionen werden als NO2-Emissionen gemessen

(OECD, 2008).


Das vorgegebene Ziel ist die Reduktion der deutschlandweit emittierten Menge an NOx (als

NO2) und es wird keine Charakterisierung vorgenommen. Daher ist der Normierungsfluss

identisch mit dem aktuellen Fluss von 1.288.000 t NO2/a (s. Tab. 8).

4 Datenteil

31


Reale Frachten

Im Basisjahr 2000 betrugen die deutschen NO2-Emissionen 1.925.000 t, bis 2011 haben sich

die Emissionen auf 1.288.000 t verringert (UBA, 2012d) (Tab. 8).

Tab. 8: NO2-Emissionen in Deutschland

Bezugsjahr Dt. NO2-Emissionen in t/a Quelle

2000 1.925.000 UBA, 2012d

Aktuell: 2011 1.288.000


Das Umweltbundesamt nimmt einen kritischen Wert der deutschen NO2-Emissionen von

652.000 t/a an (UBA, 2013c). Laut 33. BImSchV, §7 (2004) sollen die deutschen NO2-

Emissionen ab 2010 auf 1.051.000 t pro Jahr begrenzt werden. Das BMU weist in seiner

„Abschätzung der Folgen der Thematischen Strategie zur Verbesserung der Luftqualität für

Deutschland“ Maßnahmen und Wirkungen zur Verbesserung der Luftqualität aus. Mit den in

der Thematischen Strategie angenommenen Maßnahmen würden die deutschen NO2-

Emissionen bis 2020 um 58 % gegenüber dem Niveau vom Jahr 2000 sinken (BMU, 2006).

Tab. 9 zeigt die Zielwerte der NO2-Emissionen in Deutschland, die sich aus den obigen For-

derungen/Möglichkeiten ergeben.

Tab. 9: Zielwerte der NO2-Emissionen in Deutschland

Bezugsjahr Prozentuale Verringerung der dt. NO2-Emissionen gegen-über 2000

Zielwerte der NO2-Emissionen in Deutschland in t/a

Quelle

2013 - 652.000 UBA, 2013c

ab 2010 - 1.051.000 33. BImSchV, §7, 2004

2020 58 % 808.500 BMU, 2006



dass die Wahl des politischen Zielwertes auf den strengsten der drei Werte fällt

(652.000 t NO2/a).


Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lässt sich ein deutscher Ökofaktor für NO2-

Emissionen von 3,030 UBP/g NO2 berechnen (s. Tab. 10).

Tab. 10: Deutscher Ökofaktor für NO2-Emissionen

Bezugsjahr Ökofaktor in UBP/g NO2

2011 3,030

4 Datenteil

32

4.5.1.4 SOx als SO2

SOx schädigt die Atmungsorgane und ist Vorläufersubstanz für saure Niederschläge, die

wiederum Pflanzen wie auch Gebäude schädigen. Die SOx-Emissionen werden als SO2-

Emissionen gemessen. (OECD, 2008)


Eine Charakterisierung könnte mittels Versauerungspotential erfolgen (AP, acidification po-

tential). Dieses wird in SO2-Äquivalenten angegeben. Die Versauerungspotentiale einiger

versauernden Luftschadstoffe sind in Tab. 11 angegeben, wobei als Versauerungspotentiale

die „generic AP“ aus Guinée et al. (2002) übernommen wurden.

Tab. 11: Versauerungspotentiale als „generic AP“ (Guinée et al., 2002)

Versauernder Luftschadstoff Versauerungspotential in SO2-eq.

Ammoniak NH3 1.88

Flusssäure HF 1.60

Phosphorsäure H3PO4 0.98

Salpetersäure HNO3 0.51

Salzsäure HCl 0.88

Schwefeldioxid SO2 1.00

Schwefelsäure H2SO4 0.65

Schwefelwasserstoff H2S 1.80

Stickoxide NOx (als NO2) 0.70

Die bedeutendsten versauernden Luftschadstoffe sind Schwefeldioxid (SO2), Stickoxide

(NOx) und Ammonium (NHx). Laut 33. BImSchV, §7 (2004) bestehen jedoch für SO2, NOx

und NH3 separate Grenzwerte und somit Ziele. Deshalb wird keine Charakterisierung mittels

Versauerungspotentialen vorgenommen, sondern ein Ökofaktor speziell für SO2-Emissionen

gebildet.


Das vorgegebene Ziel ist die Reduktion der deutschlandweit emittierten Menge SOx (als

SO2) und es wird keine Charakterisierung vorgenommen. Daher ist der Normierungsfluss

identisch mit dem aktuellen Fluss von 445.000 t SO2/a (s. Tab. 12).


Reale Frachten

Die deutschen SO2-Emissionen im Basisjahr 2000 betrugen 653.000 t, bis 2011 haben sich

die Emissionen auf 445.000 t verringert (UBA, 2012d) (Tab. 12).

Tab. 12: SO2-Emissionen in Deutschland

Bezugsjahr Dt. SO2-Emissionen in t/a Quelle

2000 653.000 UBA, 2012d

Aktuell 2011 445.000


Das Umweltbundesamt nimmt einen kritischen Wert der deutschen SO2-Emissionen von

324.000 t/a an (UBA, 2013c).

4 Datenteil

33

Laut 33. BImSchV, §7 (2004) sollen die deutschen SO2-Emissionen ab 2010 auf 520.000 t

pro Jahr begrenzt werden. Das BMU weist in seiner „Abschätzung der Folgen der Themati-

schen Strategie zur Verbesserung der Luftqualität für Deutschland“ Maßnahmen und Wir-

kungen zur Verbesserung der Luftqualität aus. Mit den in der Thematischen Strategie ange-

nommenen Maßnahmen würden die deutschen SO2-Emissionen bis 2020 um 58 % gegen-

über dem Niveau vom Jahr 2000 sinken (BMU, 2006). Tab. 13 zeigt die Zielwerte der SO2-

Emissionen in Deutschland, die sich aus den obigen Forderungen/Möglichkeiten ergeben.

Tab. 13: Zielwerte der SO2-Emissionen in Deutschland

Bezugsjahr Prozentuale Verringerung der dt. SO2-Emissionen gegen-über 2000

Zielwerte der SO2-Emissionen in Deutschland in t/a

Quelle

2013 - 324.000 UBA, 2013c

ab 2010 - 520.000 33. BImSchV, §7, 2004

2020 58 % 274.260 BMU, 2006



dass die Wahl des politischen Zielwertes auf den strengsten der drei Werte fallen sollte. Der

Wert des BMU gilt als strategisches (langfristiges) Ziel mit dem Bezugsjahr 2020. Der Wert

des UBA wurde von diesem als aktuelles umweltpolitisches Ziel benannt (UBA, 2013c) und

wird daher hier als vorrangiges politisches Ziel angesehen. Dies mag unter dem Vorbehalt

geschehen, dass dieser Wert im Verlaufe der Zeit so angepasst wird, dass er sich dem stra-

tegischen Zielwert des BMU annähert.

Der ausgewählte Zielwert beträgt somit 324.000 t SO2/a.


Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lässt sich ein deutscher Ökofaktor für SO2-

Emissionen von 4,239 UBP/g SO2 berechnen (s. Tab. 14).

Tab. 14: Deutscher Ökofaktor für SO2-Emissionen

Bezugsjahr Ökofaktor in UBP/g SO2

2011 4,239

4.5.1.5 Feinstaub PM2,5

Feinstaub besteht aus Partikeln sehr unterschiedlicher Provenienzen: Abrieb, geologisches

und biologisches Material, Ruß etc. Seine Wirkung reicht von gesundheitlicher Beeinträchti-

gung durch Atemwegsbeschwerden bis zur Kanzerogenität. Ein Unterscheidungsmerkmal ist

der maximale Durchmesser, der üblicherweise zur Fraktionierung in PM10 (Particulate mat-

ter, max. 10 Mikrometer), PM2,5 und PM0,1 führt. Nach Mitteilung des UBA (2013c) kann für

Näherungszwecke aus dem PM10-Wert durch Multiplikation mit dem Faktor 0,7 ein PM2,5-

Wert abgeschätzt werden, wenn keine weiteren Informationen hierzu vorliegen.

4 Datenteil

34


Für PM2,5 bestehen eigene Umweltziele, sodass eine Charakterisierung hier nicht vorge-

nommen wird; stattdessen wird ein separater Ökofaktor für PM2,5-Emissionen gebildet.


Das vorgegebene Ziel ist die Reduktion der deutschlandweit emittierten Menge an PM2,5

und es wird keine Charakterisierung vorgenommen. Daher ist der Normierungsfluss identisch

mit dem aktuellen Fluss von 111.000 t PM2,5/a (s. Tab. 15).


Reale Frachten

Im Basisjahr 2011 betrugen die deutschen PM2,5 -Emissionen 111.000 t (UBA, 2012d) (s.

Tab. 15).

Tab. 15: PM2,5-Emissionen in Deutschland

Bezugsjahr Dt. PM2,5-Emissionen in t/a Quelle

Aktuell: 2011 111.000 UBA, 2012d


Das Umweltbundesamt nimmt einen kritischen Wert der deutschen PM2,5-Emissionen von

79.000 t/a an (UBA, 2013c).

Tab. 16 zeigt den Zielwert der PM2,5-Emissionen in Deutschland.

Tab. 16: Zielwert der PM2,5-Emissionen in Deutschland

Bezugsjahr Zielwert der PM2,5-Emissionen in Deutschland in t/a

Quelle

2013 79.000 UBA, 2013c


Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lässt sich ein deutscher Ökofaktor für PM2,5-

Emissionen von 17,79 UBP/g PM2,5 berechnen (s. Tab. 17)

Tab. 17: Deutscher Ökofaktor für PM2,5-Emissionen

Bezugsjahr Ökofaktor in UBP/g PM2,5

2013 17,79

4.5.1.6 NH3

Ammoniak (NH3) entsteht vorwiegend in der Landwirtschaft, aber auch industriellen Prozes-

sen, ist stark an der Bildung von sauren Niederschlägen beteiligt und schädigt durch Ver-

sauerung und Überdüngung wie auch durch Bildung sekundärer Schadstoffe die Ökosyste-

me.


Für NH3 besteht ein eigenes Umweltziel, sodass eine Charakterisierung hier nicht vorge-

nommen wird; stattdessen wird ein separater Ökofaktor für NH3-Emissionen gebildet.

4 Datenteil

35


Das vorgegebene Ziel ist die Reduktion der deutschlandweit emittierten Menge an NH3 und

es wird keine Charakterisierung vorgenommen. Daher ist der Normierungsfluss identisch mit

dem aktuellen Fluss von 563.000 t NH3/a (s. Tab. 18).


Reale Frachten

Im Basisjahr 2011 betrugen die deutschen NH3-Emissionen 563.000 t (UBA, 2013c) (s. Tab.

18).

Tab. 18: NH3-Emissionen in Deutschland

Bezugsjahr Dt. NH3-Emissionen in t/a Quelle

Aktuell: 2011 563.000 UBA, 2012d


Das Umweltbundesamt nimmt einen kritischen Wert der deutschen PM2,5-Emissionen von

426.000 t/a an (UBA, 2013c). Tab. 19 zeigt den Zielwerte der NH3-Emissionen in Deutsch-

land.

Tab. 19: Zielwert der NH3-Emissionen in Deutschland

Bezugsjahr Zielwert der NH3-Emissionen in Deutschland in t/a

Quelle

2013 426.000 UBA, 2013c


Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lässt sich ein deutscher Ökofaktor für NH3-

Emissionen von 3,102 UBP/g NH3 berechnen (s. Tab. 20).

Tab. 20: Deutscher Ökofaktor für NH3-Emissionen

Bezugsjahr Ökofaktor in UBP/g NH3

2013 3,102

4.5.2 Emissionen in Oberflächengewässer

4.5.2.1 Stickstoff

Oberflächengewässer sind gegenüber Stickstoffverbindungen unterschiedlich empfindlich

und zwei unterschiedliche Wirkungen sind von Bedeutung: die Versauerung und die Eutro-

phierung1. Stark betroffen von Stickstoffeinträgen sind die natürlicherweise ganzjährig oder

temporär stickstofflimitierten Binnenseen. Ein großes und über Staatsgrenzen hinaus gehen-

des Problem stellen erhöhte Stickstoffeinträge in die Meere und die damit verbundene Eu-

trophierung derselben dar. Stickstoff gelangt hauptsächlich über Flüsse, aber auch über die

Atmosphäre in die Meere, wo er der wachstumsbegrenzende und damit der entscheidende

Faktor für Nährstoffwirkungen ist (UBA, 2009; UBA, 2011).

1 Der Begriff Eutrophierung wird „als die erhöhte biologische Produktivität des Gewässers als Ergebnis der ver-

stärkten Zufuhr von Pflanzennährstoffen (Phosphor- und Stickstoffverbindungen), hauptsächlich verursacht durch anthropogene Aktivitäten in den Einzugsgebieten“ definiert (EUTROSYM, 1976).

4 Datenteil

36


In Gewässern kann Stickstoff verschiedene schädliche Wirkungen hervorrufen, wobei die

Eutrophierung maßgeblich ist (vergl. Frischknecht et al., 2009).

Da eigene Grenzwerte und Handlungsziele für Stickstoff vorliegen (AbwV Anhang 1C,

OGewV Anlage 3; PARCOM, 1988; HELCOM, 1988; INK, 1987/1995), wird keine Charakte-

risierung vorgenommen; stattdessen wird ein separater Ökofaktor für Stickstoff-Emissionen

in Oberflächengewässer gebildet.


Das vorgegebene Ziel ist die Reduktion der deutschlandweit emittierten Menge an Stickstoff

in Oberflächengewässer und es wird keine Charakterisierung vorgenommen. Daher ist der

Normierungsfluss identisch mit dem aktuellen Fluss von 564.800 t N/a (s. Tab. 21).


Reale Frachten

Die deutschen Stickstoff-Emissionen in Oberflächengewässer (inklusive Grundwasserzuflüs-

se) betrugen im Basisjahr 1985 1.031.100 t N, bis 2005 haben sich die Emissionen auf

564.800 t N verringert2 (UBA, 2010c; UBA, 2010b; Fuchs et al., 2010) (Tab. 21).

Tab. 21: Stickstoff-Emissionen in Oberflächengewässer in Deutschland (inklusive Grundwasserzuflüsse)

Bezugsjahr Dt. Stickstoff-Emissionen in Oberflä-chengewässer (inklusive Grundwasser-zuflüsse) in t N/a

Quelle

Basisjahr 1985 1.031.100 UBA, 2010c; UBA, 2010b; Fuchs et al., 2010 Aktuell: 2005 564.800


Laut dem UBA-Text 25/99 von Böhm et al., (1999a) seien Zielwerte für Stickstoff-Emissionen

in Oberflächengewässer sehr stark durch die Arbeit internationaler Kommissionen bestimmt.

Wichtige Konferenzen/Kommissionen sind hierbei:

Internationale Nordseeschutzkonferenz (INK)

Übereinkommen zum Schutz der Meeresumwelt des Nordostatlantiks (Oslo-Paris-

Kommission, OSPARCOM)

Übereinkommen über den Schutz der Meeresumwelt des Ostseegebiets (Helsinki-

Kommission, HELCOM)

Auf Initiative der Bundesrepublik Deutschland fand im Jahre 1984 die erste internationale

Nordseeschutzkonferenz (INK) statt (UBA, 2010d).

Im Rahmen der 2. INK 1987 wurde beschlossen, die Stickstoff-Einträge in den Gebieten, wo

sie zu Verschmutzungen führen, im Zeitraum von 1985 bis 1995 um 50 % zu verringern. Die

Oslo-Paris-Kommission (OSPARCOM) übernahm das auf der 2. INK beschlossene Men-

genreduktionsziel für Stickstoff. Die Beschlüsse im Rahmen der HELCOM-Verträge fordern

ebenfalls eine Reduzierung der Nährstoffeinträge um jeweils 50 % allerdings für den Zeit-

raum von 1987 bis 1995 (Claussen et al., 1999b).

Die Stickstoffeinträge in die Oberflächengewässer in Deutschland lagen 2005 bei 565 kt/a

und verminderten sich gegenüber dem Vergleichsjahr 1985 um 465 kt/a (45 %). Damit konn-

2 Die Werte werden nur in relativ großen Zeitabständen überarbeitet, sodass hier auf Empfehlung des UBA Daten

von 2005 verwendet werden.

4 Datenteil

37

te die international vereinbarte Zielstellung einer Halbierung der Stickstoffeinträge in die

Meere zwischen 1985 und 2000 auch bis 2005 nicht erreicht werden (UBA, 2010b). Solange

die Ziele nicht erreicht sind, bestehen die Verpflichtungen fort (UBA, 2012a). Das Umwelt-

bundesamt bezieht sich hierbei auf die Zielstellung der INK/OSPARCOM. Obwohl dieses Ziel

eigentlich nur die Nordsee betrifft, wird es vom Umweltbundesamt verallgemeinert und auf

die „Stickstoffeinträge in die Oberflächengewässer in Deutschland“ angewendet.

Somit ergibt sich folgender politischer Zielwert (s. Tab. 22):

Tab. 22: Zielwert der Stickstoff-Emissionen in Oberflächengewässer (inklusive Grundwasserzuflüsse) in Deutschland

Dt. Stickstoff-Emissionen in Oberflächengewässer 1985 in t N/a

Verringerung der dt. Stickstoff-Emissionen in Oberflächenge-wässer gegenüber 1985 in %

Politischer Zielwert der dt. Stick-stoff-Emissionen in Oberflächenge-wässer in t N/a

1.031.100 50 515.550


Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lässt sich ein deutscher Ökofaktor für Stickstoff-

Emissionen in Oberflächengewässer (inklusive Grundwasserzuflüsse) von 2,125 UBP/g N

berechnen (s. Tab. 23).

Tab. 23: Deutscher Ökofaktor für Stickstoff-Emissionen in Oberflächengewässer (inklusive Grundwasser-zuflüsse)

Ökofaktor in UBP/g N

2,125

4.5.2.2 Phosphor

Allgemein führen erhöhte Nährstoffeinträge (Stickstoff- und Phosphoreinträge) in Flüssen,

Seen, Küstengewässern und Meeren zur Eutrophierung dieser Gewässer (vergl. 4.5.2.1

Stickstoff). Meistens ist Phosphor der wachstumsbegrenzende Nährstoff (UBA, 2009; UBA,

2011).


Da eigene Grenzwerte und Handlungsziele für Phosphor vorliegen (AbwV Anhang 1C,

OGewV Anlage 3 und 6) wird keine Charakterisierung vorgenommen; stattdessen wird ein

separater Ökofaktor für Phosphor-Emissionen in Oberflächengewässer gebildet.


Das vorgegebene Ziel ist die Reduktion der deutschlandweit emittierten Menge an Phosphor


Normierungsfluss identisch mit dem aktuellen Fluss von 22.200 t P/a (s. Tab. 24).


Reale Frachten

Im Jahr 2005 betrugen die deutschen Phosphor-Emissionen in Oberflächengewässer

22.200 t (UBA, 2010c; UBA, 2010b; Fuchs et al., 2010) (Tab. 24).

4 Datenteil

38

Tab. 24: Phosphor-Emissionen in Oberflächengewässer in Deutschland

Bezugsjahr Dt. Phosphor-Emissionen in Oberflä-chengewässer in t P/a

Quelle

Aktuell: 2005 22.200 UBA, 2010c; UBA, 2010b; Fuchs et al., 2010

Politische Zielwerte

Laut dem UBA-Text 25/99 von Böhm et al., (1999a) seien Zielwerte für Phosphoremissionen

in Oberflächengewässer sehr stark durch die Arbeit internationaler Kommissionen bestimmt.

Wichtige Konferenzen/Kommissionen sind hierbei:

Internationale Nordseeschutzkonferenz (INK)

Übereinkommen zum Schutz der Meeresumwelt des Nordostatlantiks (Oslo-Paris-

Kommission, OSPARCOM)

Übereinkommen über den Schutz der Meeresumwelt des Ostseegebiets (Helsinki-

Kommission, HELCOM)

Auf Initiative der Bundesrepublik Deutschland fand im Jahre 1984 die erste internationale

Nordseeschutzkonferenz (INK) statt (UBA, 2010d). Im Rahmen der 2. INK 1987 wurde

beschlossen, die Phosphor-Einträge in den Gebieten, wo sie zu Verschmutzungen führen, im

Zeitraum von 1985 bis 1995 um 50 % zu verringern. Die Oslo-Paris-Kommission (OS-

PARCOM) übernahm das auf der 2. INK beschlossene Mengenreduktionsziel für Phosphor.

Die Beschlüsse im Rahmen der HELCOM-Verträge fordern ebenfalls eine Reduzierung der

Phosphoreinträge um 50 % allerdings für den Zeitraum von 1987 bis 1995 (Claussen et al.,

1999b).

Solange die Ziele nicht erreicht sind, bestehen die Verpflichtungen fort (UBA, 2012a).

Die Phosphoreinträge in die Oberflächengewässer Gesamtdeutschlands betrugen im Jahr

2005 ca. 23 kt/a. Gegenüber dem Vergleichsjahr 1985 wurden die Phosphoreinträge um ca.

58 kt/a (71 %) reduziert. Damit ist die Zielstellung einer Verminderung der Phosphoreinträge

in die Meere um 50 % in allen Flussgebieten erfüllt (UBA, 2010b). Eine aktualisierte Zielstel-

lung zur Verminderung der deutschen Phosphor-Emissionen in Oberflächengewässer ist

(noch) nicht festgelegt worden.

Das Umweltbundesamt geht jedoch von einer Grenzwert-Konzentration für deutsche Phos-

phor-Emissionen in Oberflächengewässer von 100 µg P/l aus (UBA, 2013b). Das Umwelt-

bundesamt gibt des Weiteren die Empfehlung, Zielfrachten, die aus einem Gesamtabfluss

errechnet wurden, nochmals auf die Hälfte zu reduzieren, um der Tatsache Rechnung zu

tragen, dass nicht überall die Qualitätsziele eingehalten werden. Dies erfolgt in Analogie zum

Vorgehen bei Kläranlagen: zum sicheren Einhalten der Zielwerte der Ablaufkonzentrationen

werden die Anlagen auf die halben Zielwerte gesteuert. (E-Mail-Stellungnahme des UBA

vom 23.9.2013, Hr. Gromke)

4 Datenteil

39

Dieser Konzentrationswert führt somit zu folgendem politischen Zielwert (s. Tab. 25):

Tab. 25: Zielwert der Phosphor-Emissionen in Oberflächengewässer in Deutschland

Dt. Grenzwert-Konzentration für Phosphor-Emissionen in Oberflächengewäs-ser in µg P/l

Oberirdischer Gesamt-abfluss Deutschlands (Periode 1961/90) in m³/s

Politischer Zielwert der dt. Phosphor-Emissionen in Oberflä-chengewässer in t P/a

Quelle

100 5.595 8.822 UBA, 2013; Jankiewicz und Krahe, 2003


Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lässt sich ein deutscher Ökofaktor für Phosphor-

Emissionen in Oberflächengewässer von 285,2 UBP/g P berechnen (s. Tab. 26).

Tab. 26: Deutscher Ökofaktor für Phosphor-Emissionen in Oberflächengewässer

Ökofaktor in UBP/g P

285,2

4.5.2.3 Organische Stoffe (CSB)

DIN 38 409 Teil 41 (1980) definiert den Chemischen Sauerstoffbedarf (CSB) wie folgt:

„Unter dem Chemischen Sauerstoffbedarf (CSB) eines Wassers versteht man die volumen-

bezogene Masse an Sauerstoff, die der Masse an Kaliumdichromat äquivalent ist, die unter

den Arbeitsbedingungen der Verfahren mit den im Wasser enthaltenen oxidierbaren Stoffen

reagiert.“ Der CSB gibt die Menge an Sauerstoff an, die benötigt wird, um die im Wasser

enthaltenen organischen Verbindungen zu oxidieren. Er ist somit ein Maß für die Konzentra-

tion an organischen Substanzen in Gewässern.

Grundsätzlich belasten alle organischen Stoffe die Gewässer durch Sauerstoffzehrung und

die damit verbundene Einschränkung des Lebensraumes der Fauna. Viele Stoffe können

zusätzlich spezifische toxische Wirkungen haben, die separat erfasst werden müssten

(Frischknecht et al., 2009).


Da eigene Grenzwerte für den CSB vorliegen (AbwV), wird keine Charakterisierung vorge-

nommen; stattdessen wird ein separater Ökofaktor für CSB-Emissionen in Oberflächenge-

wässer gebildet.


Das vorgegebene Ziel ist die Reduktion der deutschlandweit emittierten Menge an organi-

schen Substanzen in Oberflächengewässer (ausgedrückt als CSB-Emissionen in Oberflä-

chengewässer) und es wird keine Charakterisierung vorgenommen. Daher ist der Normie-

rungsfluss identisch mit dem aktuellen Fluss von 490.800 t CSB/a (s. Tab. 27).

4 Datenteil

40


Reale Frachten

Die Gesamtmenge an organischen Substanzen in Oberflächengewässern setzt sich aus or-

ganischen Substanzen natürlichen und menschlichen Ursprungs zusammen. Frischknecht et

al. (2009) zählen zur CSB-Fracht menschlichen Ursprungs die Ablauf-Frachten aus den

Schweizer Kläranlagen und zusätzlich den Eintrag aus der Schweizer Landwirtschaft. Dar-

aus ergibt sich ein gesamtschweizerischer Fluss von 47.700 t CSB/a.

Für Deutschland liegen lediglich Daten zu den CSB-Ablauf-Frachten kommunaler Kläranla-

gen vor (insgesamt 239.764 t CSB/a) (DWA, 2011). Hierbei fehlen jedoch die CSB-Frachten

aus der Landwirtschaft und von industriellen Direkteinleitern. Daher wird im vorliegenden

Bericht der Schweizer CSB-Jahresfluss verwendet um über die Einwohnerzahl näherungs-

weise einen deutschen CSB-Jahresfluss zu berechnen (vergleiche Tab. 27):

Tab. 27: CSB-Emissionen in Oberflächengewässer in Deutschland (abgeschätzt über den Schweizer Wert und die Einwohnerzahlen für die Schweiz und Deutschland)

Schweizerische CSB-Fracht in t CSB/a

Einwohner Schweiz (01.01.2012)

Einwohner Deutschland (01.01.2012)

Deutsche CSB-Fracht in t CSB/a

Quelle

47.700 7.954.662 81.843.743 490.800 Frischknecht et al., 2009; Eurostat, 2012

Die deutschen CSB-Emissionen in Oberflächengewässer betragen demnach jährlich etwa

490.800 t CSB.


Frischknecht et al. (2009) beschreiben die Ableitung eines Schweizer Zielwertes wie folgt:

„In der Projektgruppe Stickstoffhaushalt Schweiz (1996, S. 16–17) wird der kritische Fluss

aufgrund ökologischer Kriterien abgeschätzt: Aus ökologischer Sicht sollte unterhalb der Ein-

leitstellen im Mittel maximal 30 % des im Wasser gelösten Sauerstoffes gezehrt werden. Der

durchschnittliche Sauerstoffgehalt im Flusswasser wird auf 10 g/m³ geschätzt. Damit ergibt

sich eine maximal zulässige Zehrung von 3 g O2/m³ und damit eine maximal zulässige Belas-

tung von 3 g CSB/m³ (Projektgruppe Stickstoffhaushalt Schweiz 1996, S. 16–17).“

Der hier abgeschätzte Zielwert stimmt mit deutschen Zielsetzungen überein. Gemäß „Che-

mische Gewässergüteklassifizierung“ der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) hat

ein sehr gering bis mäßig belastetes Gewässer einen Sauerstoffgehalt von >7 mg O2/l (zwi-

schen >8 und >6 mg O2/l) (UBA, 2013a; LAWA, 1998). Der geforderte Sauerstoffgehalt be-

trägt somit mindestens 7 g O2/m³. Bei einem durchschnittlichen Sauerstoffgehalt im Fluss-

wasser von 10 g O2/m³ ergibt sich eine maximal zulässige Sauerstoff-Zehrung von 3 g O2/m³

und eine maximal zulässige CSB-Belastung von 3 g CSB/m³.

Die maximal zulässige anthropogen verursachte CSB-Fracht lässt sich auf Basis der Ab-

flussmengen Deutschlands (5.595 m³/s) (Jankiewicz und Krahe, 2003) hochrechnen. Das

Umweltbundesamt gibt des Weiteren die Empfehlung, Zielfrachten, die aus einem Gesamt-

abfluss errechnet wurden, nochmals auf die Hälfte zu reduzieren, um der Tatsache Rech-

nung zu tragen, dass nicht überall die Qualitätsziele eingehalten werden. Dies erfolgt in Ana-

logie zum Vorgehen bei Kläranlagen: zum sicheren Einhalten der Zielwerte der Ablaufkon-

zentrationen werden die Anlagen auf die halben Zielwerte gesteuert. (Stellungnahme des

UBA vom 23.9.2013, Hr. Gromke). Somit beträgt die Zielfracht 264.666 t CSB/a (vergl. Tab.

28).

4 Datenteil

41

Tab. 28: Zielwert der CSB-Emissionen in Oberflächengewässer in Deutschland

Maximal zu-lässige CSB-Belastung in g CSB/m³

Oberirdischer Ge-samtabfluss Deutsch-lands (Periode 1961/90) in m³/s

Politischer Zielwert der dt. CSB-Emissionen in Oberflä-chengewässer in t CSB/a

Quelle

3 5.595

264.666 Jankiewicz und Krahe, 2003


Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lässt sich ein deutscher Ökofaktor für CSB-

Emissionen in Oberflächengewässer von 7,007 UBP/g CSB berechnen (s. Tab. 29).

Tab. 29: Deutscher Ökofaktor für CSB-Emissionen in Oberflächengewässer

Ökofaktor in UBP/g CSB

7,007

4.5.2.4 Schwermetalle: Nickel

„Schwermetalle sind als chemische Elemente in der Umwelt nicht abbaubar. Zu einer Gefahr

für den Menschen und die Umwelt werden sie erst bei erhöhten Konzentrationen und wenn

sie von Lebewesen aufgenommen werden können. Die Konzentrationen in der Umwelt sind

meist so gering, dass keine akuten Giftwirkungen auftreten. Dagegen sind langfristige, chro-

nische Giftwirkungen dann zu erwarten, wenn einzelne Schwermetalle in die Nahrungskette

gelangen und sich in Lebewesen anreichern können.“ (HLUG, 2013). „Bei der ökologischen

Bewertung ist bei den Schwermetallen Kupfer, Chrom, Nickel und Zink vornehmlich deren

Phytotoxizität, dagegen bei Cadmium und Blei deren Human- bzw. Zootoxizität hervorzuhe-

ben.“ (LUNG, 2002). Des Weiteren gehört Nickel zu den 33 prioritären Stoffen nach EU-

Recht (Richtlinie 2008/105/EG des Europäischen Parlaments und des Rates über Umwelt-

qualitätsnormen im Bereich der Wasserpolitik und zur Änderung der Richtlinie 2000/60/EG).

Diese EU-Richtlinie wird mit der „Verordnung zum Schutz der Oberflächengewässer“ in nati-

onales Recht umgesetzt (BMU, 2011).


Da eigene Grenzwerte und Handlungsziele für Nickel vorliegen (OGewV Anlage 7, AbwV,

(HELCOM, 1988), (INK, 1987/1995)), wird keine Charakterisierung vorgenommen; stattdes-

sen wird ein separater Ökofaktor für Nickel-Emissionen in Oberflächengewässer gebildet.


Das vorgegebene Ziel ist die Reduktion der deutschlandweit emittierten Menge an Nickel in

Oberflächengewässer und es wird keine Charakterisierung vorgenommen. Daher ist der

Normierungsfluss identisch mit dem aktuellen Fluss von 476,8 t Ni/a (s. Tab. 30).


Reale Frachten

Die deutschen Nickel-Emissionen in Oberflächengewässer betrugen im Basisjahr 1985

900,9 t Ni, bis 2005 haben sich die Emissionen auf 476,8 t Ni verringert (UBA, 2010b; UBA,

2010e; Fuchs et al., 2010) (Tab. 30).

http://www.bmu.de/service/publikationen/downloads/details/artikel/verordnung-zum-schutz-der-oberflaechengewaesser-oberflaechengewaesserverordnung-ogewv/?tx_ttnews%5BbackPid%5D=1091

4 Datenteil

42

Tab. 30: Nickel-Emissionen in Oberflächengewässer in Deutschland

Bezugsjahr Dt. Nickel-Emissionen in Oberflächen-gewässer in t Ni/a

Quelle

Basisjahr 1985 900,9 UBA, 2010b; UBA, 2010e; Fuchs et al., 2010 Aktuell: 2005 476,8


Als Zielwerte für Nickel-Emissionen in Oberflächengewässer stehen sowohl Umweltquali-

tätsziele3 als auch Umwelthandlungsziele4 zur Verfügung.

Umwelthandlungsziele

„Sowohl von der Internationalen Kommission zum Schutz des Rheins (IKSR) als auch von

der Internationalen Nordseeschutzkonferenz (INK) und der Helsinki-Kommission zum Schutz

der Meereswelt der Ostsee (HELCOM) wurden […] für verschiedene Schadstoffe […] Men-

genreduktionsziele vereinbart, die als Umwelthandlungsziele interpretiert werden können.

Sie belaufen sich für die Schwermetalle auf 50 % (Cr, Cu, Ni, Zn) bzw. 70 % (Pb, Cd, Hg).“

(Böhm et al., 1999a).

Die geforderten Reduktionsvorgaben der Internationalen Meeresschutzabkommen wurden

für Nickel bis 2005 nicht erreicht (Reduktion von 47 %) (UBA, 2010b; UBA, 2010e). Solange

die Ziele nicht erreicht sind, bestehen die Verpflichtungen fort (UBA, 2012a).

Das Umweltbundesamt bezieht sich bei seiner Einschätzung auf Umwelthandlungsziele ver-

schiedener internationaler Übereinkommen. Obwohl sich diese Umwelthandlungsziele je-

weils nur auf ein bestimmtes Einzugsgebiet beziehen, werden sie vom Umweltbundesamt

verallgemeinert und auf die Schwermetalleinträge in die Oberflächengewässer Deutschlands

angewendet.

Umweltqualitätsziele

In der Oberflächengewässerverordnung, Anlage 7 ist als Umweltqualitätsziel für Nickel-

Emissionen in Oberflächengewässer 20 µg Ni/l festgelegt (OGewV, 2011).

Nach Rücksprache mit dem Umweltbundesamt gibt dieses als aktuell priorisiertes Umwelt-

qualitätsziel für deutsche Nickel-Emissionen in Oberflächengewässer eine Grenzwert-

Konzentration von 4 µg N/l an (UBA, 2013d).

Auf Grundlage der drei verschiedenen Umwelthandlungs-/ Umweltqualitätsziele ergeben sich

folgende politische Zielwerte (s. Tab. 31 und Tab. 32):

3 „Umweltqualitätsziele charakterisieren einen angestrebten Zustand der Umwelt. […] (Sie) werden objekt- oder

medienbezogen für Mensch und/ oder Umwelt festgelegt, sind also immissions- oder wirkungsbezogen.“ (UBA, 1999). 4 „Umwelthandlungsziele sind an Belastungen ansetzende quantitative Zielvorgaben und beziehen sich auf Ver-

ursacherbereiche, also in der Regel auf Emittenten. […] Umwelthandlungsziele beschreiben notwendige Schritte, um die durch Umweltqualitätsziele vorgegebenen Zustände und Eigenschaften der Umwelt zu erreichen.“ , (UBA, 1999)

4 Datenteil

43

Tab. 31: Zielwert der Nickel-Emissionen in Oberflächengewässer (gemäß Umwelthandlungsziel)

Dt. Nickel-Emissionen in Oberflächengewäs-ser 1985 in t Ni/a

Verringerung der dt. Ni-ckel-Emissionen in Ober-flächengewässer gegen-über 1985 in %

Politischer Zielwert der dt. Nickel-Emissionen in Oberflächengewässer in t Ni/a

Quellen

900,9 50

450

UBA, 2010b; UBA, 2010e; Fuchs et al., 2010

Tab. 32: Zielwerte der Nickel-Emissionen in Oberflächengewässer (gemäß zweier Umweltqualitätsziele)

Dt. Umweltqualitätsziel für Nickel-Emissionen in Oberflächengewäs-ser in µg Ni/l


Politischer Zielwert der dt. Nickel-Emissionen in Oberflächengewässer in t Ni/a

Quelle

20 5.595 3.529 OGewV, 2011; UBA, 2013d; Jankiewicz und Krahe, 2003

4 5.595 706



dass die Wahl des politischen Zielwertes auf den strengsten der drei Werte fällt.

Das Umweltbundesamt gibt des Weiteren die Empfehlung, Zielfrachten, die aus einem Ge-

samtabfluss errechnet wurden, nochmals auf die Hälfte zu reduzieren, um der Tatsache

Rechnung zu tragen, dass nicht überall die Qualitätsziele eingehalten werden. Dies erfolgt in

Analogie zum Vorgehen bei Kläranlagen: zum sicheren Einhalten der Zielwerte der Ablauf-

konzentrationen werden die Anlagen auf die halben Zielwerte gesteuert. (Stellungnahme des

UBA vom 23.9.2013, Hr. Gromke).

Es ergibt sich somit eine Zielfracht von 225 t Ni/a.


Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lässt sich ein deutscher Ökofaktor für Nickel-

Emissionen in Oberflächengewässer von 9.418 UBP/g Ni berechnen (s. Tab. 33):

Tab. 33: Deutscher Ökofaktor für Nickel-Emissionen in Oberflächengewässer

Ökofaktor in UBP/g Ni

9.418

4.5.2.5 Schwermetalle: Zink

Zink-Einleitungen in Oberflächengewässer tragen zu einer Schädigung des Pflanzenwachs-

tums bei.


Da eigene Grenzwerte und Handlungsziele für Zink vorliegen (AbwV, OGewV Anlage 5;

HELCOM, 1988; INK, 1987/1995), wird keine Charakterisierung vorgenommen; stattdessen

wird ein separater Ökofaktor für Zink-Emissionen in Oberflächengewässer gebildet.

4 Datenteil

44


Das vorgegebene Ziel ist die Reduktion der deutschlandweit emittierten Menge an Zink in


Normierungsfluss identisch mit dem aktuellen Fluss von 2.755,4 t Zn/a (s. Tab. 34).


Reale Frachten

Die deutschen Zink-Emissionen in Oberflächengewässer betrugen im Basisjahr 1985

7.193,3 t Zn, bis 2005 haben sich die Emissionen auf 2.755,4 t Zn verringert (UBA, 2010b;

UBA, 2010e; Fuchs et al., 2010) (Tab. 34).

Tab. 34: Zink-Emissionen in Oberflächengewässer in Deutschland

Bezugsjahr Dt. Zink-Emissionen in Oberflächenge-wässer in t Zn/a

Quelle

Basisjahr 1985 7.193,3 UBA, 2010b; UBA, 2010e); Fuchs et al.,

2010

Aktuell: 2005 2.755,4


Als Zielwerte für Zink-Emissionen in Oberflächengewässer stehen sowohl Umweltqualitäts-

ziele3 als auch Umwelthandlungsziele4 zur Verfügung.







(Böhm et al., 1999a). Diese Umwelthandlungsziele beziehen sich eigentlich jeweils nur auf

ein bestimmtes Einzugsgebiet, sie werden jedoch vom Umweltbundesamt verallgemeinert

und auf die „Schwermetalleinträge in die Oberflächengewässer Deutschlands“ angewendet.

Die geforderten Reduktionsvorgaben der Internationalen Meeresschutzabkommen für Zink

wurden zwischen 1985 und 2005 erreicht (UBA, 2010b; UBA, 2010e). Eine aktualisierte Ziel-

stellung zur Verminderung der deutschen Zink-Emissionen in Oberflächengewässer ist

(noch) nicht festgelegt worden.


In der Oberflächengewässerverordnung, Anlage 7 ist als Umweltqualitätsziel für Zink-

Emissionen in Oberflächengewässer 800 mg Zn/kg Schwebstoff festgelegt (OGewV, 2011).

Nach Rücksprache mit dem Umweltbundesamt beträgt die mittlere Schwebstoffkonzentration

25 mg Schwebstoff/l (UBA, 2013d). Daraus ergibt sich eine Grenzwert-Konzentration an Zink

in Oberflächengewässer von 20 µg Zn/l5. Das Umweltbundesamt gibt des Weiteren die Emp-

fehlung, Zielfrachten, die aus einem Gesamtabfluss errechnet wurden, nochmals auf die

Hälfte zu reduzieren, um der Tatsache Rechnung zu tragen, dass nicht überall die Qualitäts-

5 Diese Umrechnung von der Zinkkonzentration am Schwebstoff zur Zinkkonzentration im Wasser beruht auf der

Annahme, dass der Großteil des Zinks am Schwebstoff gebunden und nur ein vernachlässigbar kleiner Anteil gelöst im Wasser vorliegt. Daher berechnet sich die gelöste Gesamtkonzentration nur aus der am Schwebstoff gebunden Konzentration.

4 Datenteil

45

ziele eingehalten werden. Dies erfolgt in Analogie zum Vorgehen bei Kläranlagen: zum si-

cheren Einhalten der Zielwerte der Ablaufkonzentrationen werden die Anlagen auf die halben

Zielwerte gesteuert. (Stellungnahme des UBA vom 23.9.2013, Hr. Gromke)

Auf Grundlage dieser Grenzwert-Konzentration ergibt sich somit folgender politischer Ziel-

wert (s. Tab. 35):

Tab. 35: Zielwerte der Zink-Emissionen in Oberflächengewässer in Deutschland (gemäß Umweltqualitätsziel)

Dt. Grenzwert-Konzentration für Zink-Emissionen in Oberflä-chengewässer in µg Zn/l


Politischer Zielwert der dt. Zink-Emissionen in Oberflächengewässer in t Zn/a

Quelle

20 5.595 1.764 OGewV, 2011; UBA, 2013d; Jankiewicz und Krahe, 2003


Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lässt sich ein deutscher Ökofaktor für Zink-

Emissionen in Oberflächengewässer von 221,3 UBP/g Zn berechnen (s. Tab. 36):

Tab. 36: Deutscher Ökofaktor für Zink-Emissionen in Oberflächengewässer

Ökofaktor in UBP/g Zn

885,5

4.5.2.6 Schwermetalle: Blei

Menschen, Tiere und Pflanzen können durch Emissionen von Blei geschädigt werden. Blei

kann sich dabei in der Nahrungskette anreichern und so seine Konzentration im aufnehmen-

den Organismus erhöhen.


Da eigene Grenzwerte und Handlungsziele für Blei vorliegen (AbwV, OGewV Anla-

ge 7;HELCOM, 1988; INK, 1987/1995) wird keine Charakterisierung vorgenommen; statt-

dessen wird ein separater Ökofaktor für Blei-Emissionen in Oberflächengewässer gebildet.


Das vorgegebene Ziel ist die Reduktion der deutschlandweit emittierten Menge an Blei in


Normierungsfluss identisch mit dem aktuellen Fluss von 263,04 t Pb/a (s. Tab. 37).


Reale Frachten

Die deutschen Blei-Emissionen in Oberflächengewässer betrugen im Basisjahr 1985 981,8

t Pb, bis 2005 haben sich die Emissionen auf 263,04 t Pb verringert (UBA, 2010b), (UBA,

2010e), (Fuchs, et al., 2010) (s. Tab. 37).

4 Datenteil

46

Tab. 37: Blei-Emissionen in Oberflächengewässer in Deutschland

Bezugsjahr Dt. Blei-Emissionen in Oberflächenge-wässer in t Pb/a

Quelle



Nach Auskunft des Umweltbundesamtes vom Juni 2013 (Hr. Dr. J. Rechenberg, Hr. Dr. V.

Mohaupt) wird bis zum Jahr 2020 ein Einleitungsverbot für Blei in Deutschland angestrebt,

d. h. die Emissionen sollen auf null sinken. Mit dem Ziel „Null“ (=Verbot) würde Blei als

Schadstoff aus diesem Bewertungsverfahren herausfallen, da die wirksame Durchsetzung

der Einhaltung von Verboten nicht Gegenstand dieses Bewertungsverfahrens ist. Gleichwohl

sind Bleiemissionen bis zu einem effektiven Verbot noch im oben beschriebenen Sinne öko-

logisch relevant und eine Bewertung ist insofern wünschenswert. Eine Näherungslösung für

diese Übergangszeit soll daher folgende Abschätzung liefern: Ausgehend von dem im Jahr

2013 noch aktuellen Wert für die Ist-Fracht und dem angestrebten Zielwert für das Jahr 2020

von Null wird ein Zwischenziel für das Jahr 2016 formuliert. Dieses soll 50% des aktuellen

Ist-Wertes von 2005 = 131,5 t/a betragen. Dieser Wert sollte hinsichtlich der getroffenen An-

nahmen und dem Verlauf der effektiven Zielerreichung nach einigen Jahren im Rahmen der

Datenaktualisierung überprüft werden.





konzentrationen werden die Anlagen auf die halben Zielwerte gesteuert (Stellungnahme des

UBA vom 23.9.2013, Hr. Gromke).


Tab. 38: Zielwerte der Blei-Emissionen in Oberflächengewässer in Deutschland

Ist-Fracht 2005 in t Pb/a Interpolierter Zielwert 2016 in t Pb/a

Politischer Zielwert (reduziert) in t Pb/a

263,04 131,5 65,75


Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lässt sich ein deutscher Ökofaktor für Blei-

Emissionen in Oberflächengewässer von 60.846 UBP/g Pb berechnen (s. Tab. 39):

Tab. 39: Deutscher Ökofaktor für Blei-Emissionen in Oberflächengewässer

Ökofaktor in UBP/g Pb

60.846

4.5.2.7 Schwermetalle: Cadmium

Cadmium wirkt bei Mensch und Tier toxisch und kann sich im Organismus anreichern. Dabei

stört es die Stoffwechselprozesse und kann kanzerogen wirken.

4 Datenteil

47


Da eigene Grenzwerte und Handlungsziele für Cadmium vorliegen (AbwV, OGewV Anla-

ge7;HELCOM, 1988; INK, 1987/1995) wird keine Charakterisierung vorgenommen; stattdes-

sen wird ein separater Ökofaktor für Cadmium-Emissionen in Oberflächengewässer gebildet.


Das vorgegebene Ziel ist die Reduktion der deutschlandweit emittierten Menge an Cadmium


Normierungsfluss identisch mit dem aktuellen Fluss von 9,2 t Cd/a (s. Tab. 40).


Reale Frachten

Die deutschen Cadmium-Emissionen in Oberflächengewässer betrugen im Basisjahr 1985

64,9 t Cd, bis 2005 haben sich die Emissionen auf 9,2 t Cd verringert (UBA, 2010b; UBA,

2010e; Fuchs et al., 2010) (s. Tab. 40).

Tab. 40: Cadmium-Emissionen in Oberflächengewässer in Deutschland

Bezugsjahr Dt. Cadmium-Emissionen in Oberflä-chengewässer in t Cd/a

Quelle



Nach Auskunft des Umweltbundesamtes vom Juni 2013 (Hr. Dr. J. Rechenberg, Hr. Dr. V.

Mohaupt) wird bis zum Jahr 2020 ein Einleitungsverbot für Cadmium (wie auch für Blei) in

Deutschland angestrebt, d. h. die Emissionen sollen auf null sinken. Mit dem Ziel „Null“

(=Verbot) würde Cadmium als Schadstoff aus diesem Bewertungsverfahren herausfallen, da

die wirksame Durchsetzung der Einhaltung von Verboten nicht Gegenstand dieses Bewer-

tungsverfahrens ist. Gleichwohl sind auch Cadmiumemissionen bis zu einem effektiven Ver-

bot noch im oben beschriebenen Sinne ökologisch relevant und eine Bewertung ist insofern

wünschenswert. Eine Näherungslösung für diese Übergangszeit soll daher folgende Ab-

schätzung liefern: Ausgehend von dem im Jahr 2013 noch aktuellen Wert für die Ist-Fracht

und dem angestrebten Zielwert für das Jahr 2020 von Null wird ein Zwischenziel für das Jahr

2016 formuliert. Dieses soll 50% des aktuellen Ist-Wertes von 2005 = 4,6 t/a betragen. Die-

ser Wert sollte hinsichtlich der getroffenen Annahmen und dem Verlauf der effektiven Zieler-

reichung nach einigen Jahren im Rahmen der Datenaktualisierung überprüft werden.






UBA vom 23.9.2013, Hr. Gromke)

4 Datenteil

48


Tab. 41: Zielwerte der Cadmium-Emissionen in Oberflächengewässer in Deutschland

Ist-Fracht 2005 in t/a Interpolierte Zielfracht 2016 in t Cd/a

Politischer Zielwert (reduziert) in t Cd/a

9,2 4,6 2,3


Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lässt sich ein deutscher Ökofaktor für Cadmium-

Emissionen in Oberflächengewässer von 1.729.728 UBP/g Cd berechnen (s. Tab. 42):

Tab. 42: Deutscher Ökofaktor für Cadmium-Emissionen in Oberflächengewässer

Ökofaktor in UBP/g Cd

1.729.728

4.5.2.8 Schwermetalle: Kupfer

Kupferemissionen können sich bereits bei relativ niedrigen Konzentrationen störend und

schädigend auf aquatische Systeme auswirken.


Da eigene Grenzwerte und Handlungsziele für Kupfer vorliegen (AbwV, OGewV Anla-

ge 5;HELCOM, 1988; INK, 1987/1995), wird keine Charakterisierung vorgenommen; statt-

dessen wird ein separater Ökofaktor für Kupfer-Emissionen in Oberflächengewässer gebil-

det.


Das vorgegebene Ziel ist die Reduktion der deutschlandweit emittierten Menge an Kupfer in


Normierungsfluss identisch mit dem aktuellen Fluss von 461,2 t Cu/a (s. Tab. 43).


Reale Frachten

Die deutschen Kupfer-Emissionen in Oberflächengewässer betrugen im Basisjahr 1985

1.056,1 t Cu, bis 2005 haben sich die Emissionen auf 461,2 t Cu verringert (UBA, 2010b;

UBA, 2010e; Fuchs et al., 2010) (s. Tab 43).

Tab. 43: Kupfer-Emissionen in Oberflächengewässer in Deutschland

Bezugsjahr Dt. Kupfer-Emissionen in Oberflächen-gewässer in t Cu/a

Quelle

Basisjahr 1985 1.056,1 UBA, 2010b; UBA, 2010e; Fuchs et al., 2010 Aktuell: 2005 461,2


Als Zielwerte für Kupfer-Emissionen in Oberflächengewässer stehen sowohl Umweltquali-

tätsziele4 als auch Umwelthandlungsziele4 zur Verfügung.

4 Datenteil

49







(Böhm et al., 1999a). Diese Umwelthandlungsziele beziehen sich eigentlich jeweils nur auf

ein bestimmtes Einzugsgebiet, sie werden jedoch vom Umweltbundesamt verallgemeinert

und auf die „Schwermetalleinträge in die Oberflächengewässer Deutschlands“ angewendet.


In der Oberflächengewässerverordnung, Anlage 7 ist als Umweltqualitätsziel für Kupfer-

Emissionen in Oberflächengewässer 160 mg Cu/kg Schwebstoff festgelegt (OGewV, 2011).

Nach Rücksprache mit dem Umweltbundesamt beträgt die mittlere Schwebstoffkonzentration

25 mg Schwebstoff/l (UBA, 2013d). Daraus ergibt sich eine Grenzwert-Konzentration an

Kupfer in Oberflächengewässer von 4,0 µg Cu/l6.








wert (s. Tab. 44):

Tab. 44: Zielwerte der Kupfer-Emissionen in Oberflächengewässer in Deutschland (gemäß Umweltqualitätsziel)

Dt. Grenzwert-Konzentration für Kup-fer-Emissionen in Ober-flächengewässer in µg Cu/l


Politischer Zielwert der dt. Kupfer-Emissionen in Oberflächengewässer in t Cu/a

Quelle

4,0 5.595 352,9 OGewV, 2011; UBA, 2013d


Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lässt sich ein deutscher Ökofaktor für Zink-

Emissionen in Oberflächengewässer von 3.703 UBP/g Cu berechnen (s. Tab. 45):

Tab. 45: Deutscher Ökofaktor für Kupfer-Emissionen in Oberflächengewässer

Ökofaktor in UBP/g Cu

3.703

6 Diese Umrechnung von der Zinkkonzentration am Schwebstoff zur Zinkkonzentration im Wasser beruht auf der

Annahme, dass der Großteil des Zinks am Schwebstoff gebunden und nur ein vernachlässigbar kleiner Anteil gelöst im Wasser vorliegt. Daher berechnet sich die gelöste Gesamtkonzentration nur aus der am Schwebstoff gebunden Konzentration.

4 Datenteil

50

4.5.2.9 Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe PAK

PAK entstehen meist bei der Verbrennung von Kohlenwasserstoffen und wirken toxisch und

zum Teil kanzerogen.


Bei den PAK handelt es sich um unterschiedliche Formen kondensierter Benzolringe, von

denen einige hundert Verbindungen bekannt sind. Es werden je nach Zweck unterschiedli-

che Summenparameter für die wesentlichen vorkommenden Verbindungen verwendet. In

Übereinstimmung mit dem UBA wird hier der EPA-PAK16 Summenwert verwendet (Fuchs et

al., 2010).

Für einige PAK liegen eigene Grenzwerte vor (OGewV Anlage 7). Hier wird keine Charakte-

risierung vorgenommen; stattdessen wird ein separater Ökofaktor für EPA-PAK16-

Emissionen in Oberflächengewässer gebildet. Hinsichtlich des aktuellen Flusses orientiert

sich dieser an Tabelle 61 (Fuchs et al., 2010). Hinsichtlich des Zielflusses orientiert er sich

am Qualitätsziel der Leitsubstanz Benzo(a)pyren, welche in Bezug auf die Häufigkeit und

das Potenzial an Toxizität und Kanzerogenität unter den 16 Einzelstoffen überdurchschnitt-

lich liegt.


Das vorgegebene Ziel ist die Reduktion der deutschlandweit emittierten Menge an EPA-

PAK16 in Oberflächengewässer und es wird keine Charakterisierung vorgenommen. Daher

ist der Normierungsfluss identisch mit dem aktuellen Fluss von 19,16 t EPA-PAK16/a

(s. Tab. 46).


Reale Frachten

Die deutschen EPA-PAK16-Emissionen in Oberflächengewässer betrugen im Jahr 2005

19,16 t EPA-PAK16 (Fuchs et al., 2010) (s. Tab. 46).

Tab. 46: EPA-PAK16-Emissionen in Oberflächengewässer in Deutschland

Bezugsjahr Periode

Dt. EPA-PAK-Emissionen in Oberflä-chengewässer in t /a

Quelle

2003-2005 19,16 UBA, 2010b; UBA, 2010e; Fuchs et al., 2010


Als Zielwert für EPA-PAK16-Emissionen in Oberflächengewässer stehen Umweltqualitätszie-

le zur Verfügung.

In der Oberflächengewässerverordnung, Anlage 7 ist als Umweltqualitätsziel für die Leitsub-

stanz Benzo(a)pyren in Oberflächengewässer 0,05 µg /l festgelegt (OGewV, 2011).





4 Datenteil

51




wert (s. Tab. 47)

Tab. 47: Zielwerte der EPA-PAK16-Emissionen mit Leitsubstanz Benzo(a)pyren in Oberflächengewässer in Deutschland

Dt. Grenzwert-Konzentration für EPA-PAK16-Emissionen in Oberflächengewässer in µg /l


Politischer Zielwert der dt. EPA-PAK16-Emissionen in Oberflä-chengewässer in t EPA-PAK16/a

Quelle

0,05 5.595 4,41 OGewV, 2011; UBA, 2013d; Jankiewicz und Krahe, 2003


Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lässt sich ein deutscher Ökofaktor für EPA-

Pak16-Emissionen in Oberflächengewässer von 985.186 UBP/g EPA-PAK16 berechnen (s.

Tab. 48):

Tab. 48: Deutscher Ökofaktor für EPA-PAK16-Emissionen in Oberflächengewässer

Ökofaktor in UBP/g EPA-PAK16

985.186

Die Verwendung von Benzo(a)pyren als Leitsubstanz für die Zieldefinition des EPA-PAK16-

Ökofaktors führt tendenziell zu einer relativen Überbewertung der schädigenden Wirkung.

Angesichts der noch verbesserungsfähigen Datenlage für die Einzelstoffe und der beschrie-

benen Schadpotenziale wird dies hier jedoch für vertretbar gehalten.

4 Datenteil

52

4.5.3 Ressourcenverbrauch

4.5.3.1 Süßwasserverbrauch

Süßwasserverbrauch wird gemäß OECD (2013) definiert als jegliche Entnahme von Süß-

wasser für Produktions- oder Konsumprozesse. Dabei wird Wasser, das von Wasserkraft-

werken zur Stromerzeugung genutzt wird, nicht berücksichtigt.


Eine Charakterisierung wird nicht vorgenommen.


Als Normierungsfluss wird die deutsche Brutto-Süßwasserentnahme 2007 von

32,301 Mrd. m³/a (Eurostat, 2012) bzw. 32,0 Mrd. m³/a (UBA, 2010a) verwendet. Dieser

Wert entspricht dem aktuellen Fluss (s. Tab. 49).

Bei der Berechnung länderspezifischer Ökofaktoren oder gemäß den Wasserknappheitska-

tegorien müssen deren Gewichtungsfaktoren jeweils auf die deutsche Situation umgerech-

net, also normiert, werden. Diese Normierung gilt auch bei anderweitig regionalisierten Süß-

wasser-Ökofaktoren.


Reale Frachten

Die deutsche Brutto-Süßwasserentnahme betrug im Jahr 2007 rund 32 Mrd. m³ (UBA,

2010a) (Tab. 49)

Tab. 49: Deutsche Brutto-Süßwasserentnahme

Bezugsjahr Deutsche Brutto-Süßwasserentnahme in Mrd. m³/a

2007 32,0


Gemäß OECD (2008) kann die Knappheit des Süßwasserangebotes ausgedrückt werden

durch das Verhältnis von Bruttosüßwasserverbrauch zum erneuerbaren Süßwasserangebot

(Niederschlag plus Zuflüsse aus Nachbarstaaten minus Verdunstung).

Bei einem Verhältnis Bruttoverbrauch zu Wasserangebot von 10 – 20 % wird der Druck auf

die Wasserressourcen (water stress) gemäß OECD (2008) als moderat klassiert, bei einem

Verhältnis von 20 – 40 % als mittel bis hoch, und bei über 40 % als hoch. Ein moderater bis

mittlerer Druck auf die Wasserressourcen wird gemäß OECD als tolerierbar erachtet. Der

kritische Fluss wird deshalb auf 20 % des Wasserangebotes festgelegt.

Tab. 50 zeigt den kritischen Wasserverbrauch in Deutschland, der sich aus diesen Überle-

gungen ergibt.

Tab. 50: Kritischer Wasserverbrauch in Deutschland

Bezugsjahr Verfügbares Wasserdargebot in Deutschland in Mrd. m³/a

Kritischer Wasserverbrauch in Deutschland (20 % von Dargebot) in Mrd. m³/a

Quelle

2007 188 37,6 UBA, 2010a

4 Datenteil

53


Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lässt sich ein deutscher Ökofaktor für den Süß-

wasserverbrauch von 22,63 UBP/m³ Süßwasserverbrauch berechnen (s. Tab 51).

Tab. 51: Deutscher Ökofaktor für Süßwasserverbrauch

Bezugsjahr Ökofaktor in UBP/m³

2007 22,63

4.5.3.2 Primärenergieverbrauch, Verbrauch erneuerbarer Energien


Für die MöK-Bewertungen wird davon ausgegangen, dass der Primärenergieverbrauch re-

duziert werden soll, der im Primärenergieverbrauch inbegriffene Anteil "Verbrauch erneuer-

barer Energien" jedoch steigen soll. Dies bedeutet, dass aus Sicht der Anwender der Um-

weltbewertungen hinsichtlich der Knappheit der Energie zwei Ökofaktoren angegeben wer-

den müssen, die einerseits den beschriebenen Zielen Rechnung tragen und andererseits der

Tatsache, dass sich die Knappheitssituation der Ressource Primärenergie in dem Maße

vermindert, wie die erneuerbaren Energien den Verbrauch der nicht erneuerbaren Primär-

energie ersetzen.

Es wird daher sowohl ein Ökofaktor für den "Verbrauch nicht erneuerbarer Primärenergie"

als auch ein Ökofaktor für den "Verbrauch erneuerbarer Energie" angegeben (vergl. hierzu

auch Frischknecht et al., 2009). Hinweis zu den verwendeten Daten: Die hier verwendeten

Daten entstammen einer Vorversion aus gleicher Quelle und weichen minimal (im Promille-

bereich) von den definitiven Daten ab. Da die errechneten Ökofaktoren bereits bei betriebli-

chen Umweltbewertungen praktisch eingesetzt werden, wurde auf eine Neuberechnung ver-

zichtet.


Hier werden die Verbräuche und Ziele des Ersten Monitoringberichts „Energie der Zukunft“

der Bundesnetzagentur zugrunde gelegt (BMU und BMWi, 2012). Die Ziele beruhen auf dem

„Energiekonzept der Bundesregierung“ von 2010 (Deutsche Bundesregierung, 2010). Der

Normierungsfluss ist identisch mit dem aktuellen Fluss für das Jahr 2011. Es ergibt sich hie-

raus ein Primärenergieverbrauch für das Jahr 2011 von 13.599 PJ/a (s. Tab. 52).


Realer Fluss

Der deutsche Primärenergieverbrauch PEV betrug im Jahr 2011 13.599 PJ (BMU und BMWi,

2012) (s. Tab. 52). Der Verbrauch Erneuerbarer Energien darin betrug im Jahr 2011: 11%

des PEV, d. h. 1463 PJ/a.

Tab. 52: Energieverbrauch in Deutschland

Bezugsjahr Deutscher PEV in PJ/a

Verbr. erneuerbarer Ener-gien in PJ/a

Verbrauch nicht erneuerbarer Primärenergie in PJ/a

2011 13.599 1.463 (=11% v. PEV) 12.136

4 Datenteil

54


Aus dem gesamten Primärenergieverbrauch ergibt sich durch einfache Subtraktion des

"Verbrauchs erneuerbarer Energie" der "Verbrauch der nicht erneuerbaren Primärenergie",

welcher die Basis für die Knappheitssituation ist.

Ein Ziel im Energiekonzept der Bundesregierung ist es, den Primärenergieverbrauch bis

2050 um 50 % gegenüber dem Basisjahr 2008 zu senken (Deutsche Bundesregierung,

2010).

Der politische Zielwert des PEV liegt somit bei 7.140 PJ/a (s. Tab. 53).

Tab. 53: Deutscher Primärenergieverbrauch

Bezugsjahr Deutscher PEV in PJ/a Quelle

Basisjahr 2008 14.280 Deutsche Bundesregierung, (2010)

Ziel 2050 7.140

Der Zielwert für den Verbrauch von erneuerbaren Energien im Jahr 2050 wird in Prozent

des Bruttoendenergieverbrauchs BEEV angegeben (BMU und BMWi, 2012) und wird wie

folgt abgeschätzt: Der BEEV betrug im Jahr 2011: 8.744 PJ/a. Das Ziel für den BEEV für

2050 wird nach (BMU und BMWi, 2012) so gesetzt, dass bis dahin eine jährliche Senkung

um 2,1% gegenüber dem Basisjahr von 2008 realisiert werden soll. Dies bedeutet (ceteris

paribus) für den BEEV des Jahres 2050 einen Wert von 41% des Wertes von 2008 (2008 =

9´126 PJ) und somit einen Zielwert von 3742 PJ/a.

Die Tab. 54 und 55 zeigen die Herleitung des Ziels für erneuerbare Energien

Tab. 54: Ziele für Verbrauch erneuerbarer Energien in Deutschland

Bezugsjahr Brutto-Endenergie-verbrauch in PJ

Verbr. erneuerbarer Energie in PJ (Ziel)

2008 9.126 -

2011 8.744 -

2050 3.742 (Ziel) 2.245 (=60% vom BEEV)

Tab. 55: Abgeleitete Ziele für Verbrauch nicht erneuerbarer Energien in Deutschland

Bezugsjahr 2011 2050

Primärenergieverbrauch in PJ 13.599 7.140

Verbrauch erneuerbarer Energie in PJ 1.463 2.245

Verbrauch nicht erneuerbarer Energie in PJ 12.136 4.895

Der Zielverbrauch erneuerbarer Energie für das Jahr 2050 ist im vorliegenden Zusammen-

hang als Teil des BEEV ausgedrückt. Solange es sich um den Verbrauch erneuerbarer

Energie handelt, kann dieser vom Primärenergieverbrauch in der beschriebenen Weise sub-

trahiert werden, da er Teil desselben ist. Der Primärenergieverbrauch unterscheidet sich vom

Bruttoendenergieverbrauch hauptsächlich durch die Umwandlungsverluste (neben kleineren

4 Datenteil

55

Anteilen an Verbräuchen in den Energiesektoren und nichtenergetischen Verbräuchen). Die-

se gibt es per definitionem für erneuerbare Energien auf dieser Stufe nicht. Vergleiche hierzu

auch mit der deutschen Bundesregierung (2013).


Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lässt sich ein deutscher Ökofaktor für den Ver-

brauch „nicht erneuerbarer Energie“ berechnen (s. Tab. 56).

Der Verbrauch „erneuerbarer Energien“ macht für das Jahr 2050 ca. 31,4% des damaligen

Ziel-Primärenergieverbrauchs von 7.140 PJ/a aus. Zur Bestimmung des Ökofaktors für den

"Verbrauch erneuerbarer Energien" wird der Wert des Ökofaktors für den Verbrauch von

"nicht erneuerbarer Primärenergie" um diese 31,4 % reduziert, was den Wert 0,349

UBP/MJeq ergibt.

In diesen Werten spiegelt sich ausschließlich die Knappheitssituation der Energie wider. In

der Berechnung der gesamten Umweltbelastung durch den Verbrauch von nicht erneuerba-

rer (v. a. fossiler) Energie müssen zusätzlich die übrigen Umwelteinwirkungen wie beispiels-

weise Schadstoffemissionen berücksichtigt werden.

Tab. 56: Deutsche Ökofaktoren für Energie

Bezugsjahr Ökofaktor für Verbrauch nicht erneuerbarer Energie in UBP/MJeq

Ökofaktor für den Verbrauch erneuerbarer Energie in UBP/MJeq

2011 0,506 0,349

4.5.4 Abfallaufkommen

4.5.4.1 Abfall ungefährlich, Abfall gefährlich


War die Abfallwirtschaft in Deutschland noch vor einigen Jahrzehnten auf die Reduktion der

Mengen und die Beseitigung der Abfälle fokussiert, so stehen heute Maßnahmen zur Reali-

sierung von Stoffkreisläufen im Vordergrund. Dies geschieht mit dem Ziel, in absehbarer Zu-

kunft alle anfallenden Ströme stofflich oder energetisch zu verwerten.

Beide Abfallarten werden in der Abfallwirtschaft getrennt betrachtet. Daher werden für beide

Arten getrennte Ökofaktoren ermittelt.


Für die Normierung werden die Mengen der Abfallbilanz des Bundesamtes für Statistik für

das Jahr 2011 (Destatis-Abfallbilanz 11) verwendet:

Die deutsche Abfallmenge „ungefährlich“ beträgt insgesamt 363,53 Mt. Unberücksichtigt

bleiben hier jedoch die Mengen für mineralische Anteile, für Bau- und Abbruchabfälle sowie

die für Gewinnung und Behandlung von Bodenschätzen (s. Tabelle 57). Der Wert für die

Normierung beträgt somit 136,815 Mt.

Die Abfallmenge „gefährlich“ beträgt insgesamt 23,165 MT. Unberücksichtigt bleiben hier

ebenfalls die Mengen für mineralische Anteile, für Bau- und Abbruchabfälle sowie die für

4 Datenteil

56

Gewinnung und Behandlung von Bodenschätzen (s. Tab. 57). Der Normierungswert beträgt

hier 15,728 Mt.


Realer Fluss

Es ergeben sich gemäß der Abfallstatistik folgende Werte:

Tab. 57: Abfallaufkommen in Deutschland

Abfall 2011 Insgesamt Mt/a Abfallmenge ohne minerali-sche Anteile Mt/a

ungefährlich 363,525 136,815

gefährlich 23,165 15,728


Die deutsche Abfallwirtschaft strebt die möglichst umfassende Verwertung der anfallenden

Abfallströme in energetischer und stofflicher Hinsicht an. Dies hat längerfristig den Effekt,

dass die heutige Bedeutung der Abfallmengen eine Änderung erfährt. Der Abfall als zu ver-

meidender Strom nicht mehr gebrauchter Stoffe wird immer mehr zum Materialinput in ein

möglichst ökonomisches Stoffstrommanagement mit hochentwickelten Behandlungs- und

Verwertungsmethoden. Um in dieser Übergangszeit gleichwohl sinnvolle Ziele für die Ent-

stehung bzw. Vermeidung von Abfällen darstellen zu können, wird in Übereinstimmung mit

dem Umweltbundesamt (UBA, 2013e) folgende Lösung als Zielformulierung gewählt:

a. Die Menge an ungefährlichen Abfällen soll nicht weiter ansteigen.

b. Die Menge an gefährlichen Abfällen soll nicht weiter ansteigen.

Anders ausgedrückt bedeutet dies für beide Fraktionen, dass die heutigen Mengen als kri-

tisch bezeichnet werden und möglichst im Sinne eines Qualitätsziels unterschritten werden

sollten. Hieraus ergeben sich quantitativ die Werte in Tab. 58:

Tab. 58: Zielwerte des Abfallaufkommens in Deutschland

Abfall 2011 Zielmenge Mt/a

ungefährlich 136,815

gefährlich 15,728


Durch Anwendung obiger Formel (Formel 1) lassen sich somit deutsche Ökofaktoren für un-

gefährliche Abfälle und gefährliche Abfälle berechnen (s. Tab. 59).

Tab. 59: Deutsche Ökofaktoren für Abfälle

Bezugsjahr Ökofaktor für ungefährlichen Abfall in UBP/g

Ökofaktor für gefährlichen Abfall in UBP/g

2011 0,0073 0,0636

5 Quellenverzeichnis

57


Ahbe, S., Braunschweig, A., Müller-Wenk, R. (1990): „Methodik für Ökobilanzen“, Schriften-

reihe Umwelt Nr. 133 (Hrsg. BUWAL, Bern)

33. BImSchV, §7. (20. 07 2004). Verordnung über Immissionswerte für Schadstoffe in der

Luft und Verordnung über die Festlegung von Konzentrationswerten.

Bundesgesetzblatt, S. 1612-1625.

BMU. (2006). Abschätzung der Folgen der Thematischen Strategie zur Verbesserung der

Luftqualität für Deutschland. Art der Maßnahmen, deren Wirkungen und Kosten.

Berlin: Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit (BMU).

BMU. (06 2009). Klimaschutzpolitik in Deutschland. Abgerufen am 17. 01 2013 von

Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit - Nationale

Klimapolitik: http://www.bmu.de/themen/klima-energie/klimaschutz/nationale-

klimapolitik/

BMU. (01. 04 2011). Richtlinie 2008/105/EG des Europäischen Parlaments und des Rates

über Umweltqualitätsnormen im Bereich der Wasserpolitik und zur Änderung der

Richtlinie 2000/60/EG. Abgerufen am 27. 05 2013 von Bundesministerium für

Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit (BMU):

http://www.bmu.de/detailansicht/artikel/richtlinie-2008105eg-des-europaeischen-

parlaments-und-des-rates-ueber-umweltqualitaetsnormen-im-bereich-der-

wasserpolitik-und-zur-aenderung-der-rich/

BMU. (08 2012). Wasser · Abfall · Boden - Chemische Gewässergüteklassifizierung.

Abgerufen am 28. 05 2013 von Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und

Reaktorsicherheit (BMU): http://www.bmu.de/themen/wasser-abfall-

boden/binnengewaesser/fluesse-und-seen/schutzziele-und-

bewertungsparameter/chemische-gewaessergueteklassifizierung/

BMU und BMWi. (2007). Bericht zur Umsetzung der in der Kabinettsklausur am

23./24.08.2007 in Meseberg beschlossenen Eckpunkte für ein Integriertes Energie-

und Klimaprogramm. Berlin: Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und

Reaktorsicherheit und Bundesministerium für Wirtschaft und Technologie.

BMWi und BMU. (2012). Erster Monitoring-Bericht „Energie der Zukunft“. Berlin:

Bundesministerium für Wirtschaft und Technologie (BMWi) und Bundesministerium

für Umwelt,Naturschutz und Reaktorsicherheit (BMU).

Böhm, E., Hillenbrand, T., Walz, R., Borchardt, D., & Henke, S. (1999a). UBA-Texte 25/99:

Maßnahmenplan Nachhaltige Wasserwirtschaft. Berlin: Umweltbundesamt (UBA).

Claussen, U., Cohors-Fresenborg, D., Irmer, U., Leonhardt, H., Markard, C., Mehlhorn, B., . .

. Wolter, R. (1999b). UBA-Texte 91/99: Umweltqualitäts- und Umwelthandlungsziele

im Gewässerschutz. Berlin: Umweltbundesamt (UBA).

Deutsche Bundesregierung. (2010). Energiekonzept für eine umweltschonende, zuverlässige

und bezahlbare Energieversorgung. Berlin: Deutsche Bundesregierung.


58

Deutsche Bundesregierung. (2013). Glossar zur Energie. Berlin: Deutsche Bundesregierung:

http://www.bundesregierung.de/Content/DE/StatischeSeiten/Breg/FAQ/faq-

energie.html

Deutsches Institut für Normung e.V. (1980). DIN 38 409 Teil 41: Summarische Wirkungs-

und Stoffkenngrößen (Gruppe H) - Bestimmung des Chemischen Sauerstoffbedarfs

(CSB). Berlin: Beuth Verlag GmbH.

Deutsches Institut für Normung e.V. (2006). DIN EN ISO 14040: Umweltmanagement –

Ökobilanz – Grundsätze und Rahmenbedingungen. Berlin: Beuth Verlag GmbH.

Dr. Böhm, E., Hillenbrand, T., Dr. Walz, R., Dr. Borchardt, D., & Henke, S. (1999a).

Maßnahmenplan Nachhaltige Wasserwirtschaft - Handlungsschwerpunkte für einen

zukunftsorientierten Umgang mit Wasser in Deutschland. Berlin: Umweltbundesamt

(UBA).

DWA. (2011). Leistungsvergleich kommunaler Kläranlagen 2011. Hennef: Deutsche

Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser und Abfall e. V. (DWA).

Europäische Kommission. (2005). Mitteilung der Kommission an den Rat und das

Europäische Parlament vom 21. September 2005 „Thematische Strategie zur

Luftreinhaltung", KOM(2005) 446.

Eurostat. (06 2012). Wassernutzungsbilanz Deutschland. Abgerufen am 15. 01 2013 von

Eurostat: http://appsso.eurostat.ec.europa.eu/nui/show.do

Eurostat. (26. 02 2013). Bevölkerung am 1. Januar des betreffenden Jahres. Abgerufen am

28. 05 2013 von Europäische Statistik der Europäischen Kommission (Eurostat):

http://epp.eurostat.ec.europa.eu/tgm/table.do?tab=table&init=1&language=de&pcode

=tps00001&plugin=1

EUTROSYM. (1976). UNEP-Symposium über Eutrophierung und Sanierung von

Oberflächengewässern, 20.–25.09.1976, Bd. 1, Teil 2.2. Karl-Marx-Stadt.

Forster, P., Ramaswamy, V., Artaxo, P., Berntsen, T., Betts, R., Fahey, D., . . . Van Dorland,

R. (2007). Changes in Atmospheric Constituents and in Radiative Forcing. In S.

Solomon, D. Qin, M. Manning, Z. Chen, M. Marquis, K. Averyt, . . . H. Miller, Climate

Change 2007: The Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the

Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change (S.

130-234). Cambridge, United Kingdom and New York, NY, USA: Cambridge

University Press.

Frischknecht, R., Steiner, R., & Jungbluth, N. (2009). Methode der ökologischen Knappheit -

Ökofaktoren 2006. Methode für die Wirkungsabschätzung in Ökobilanzen. Umwelt-

Wissen Nr. 0906. Bern: Bundesamt für Umwelt (BAFU).

Fuchs, S., Scherer, U., Wand, R., Behrendt, H., Venohr, M., Opitz, D., . . . Götz, T. (09

2010). UBA-Texte 45/2010: Berechnung von Stoffeinträgen in die Fließgewässer

Deutschlands mit dem Modell MONERIS. Dessau-Roßlau: Umweltbundesamt (UBA).


59

Gernuks, M. (2005). Dissertation: Entwicklung einer Methode zur Bewertung von

Umweltaspekten mit der Ableitung von Umweltzielen im Rahmen von EMAS.

Darmstadt: Eigenverlag (Schriftenreihe WAR 162).

Guinée, J., Gorrée, M., Heijungs, R., Huppes, G., Kleijn, R., Koning, A. d., . . . Huijbregts, M.

(2002). Part 2a: Guide und Part 2b: Operational annex. In J. Guinée, M. Gorrée, R.

Heijungs, G. Huppes, R. Kleijn, A. d. Koning, . . . M. Huijbregts, Handbook on life

cycle assessment. Operational guide to the ISO standards. Dordrecht: Kluwer

Academic Publishers.

HELCOM. (1988). Declaration on the Protection of the Environment of the Baltic Sea.

Helsinki: Baltic Marine Environment Protection Commission (HELCOM).

HLUG. (2013). Umweltatlas Hessen - Schwermetalle in Schwebstoffen der Fließgewässer.

Abgerufen am 27. 05 2013 von Hessisches Landesamt für Umwelt und Geologie

(HLUG):

http://atlas.umwelt.hessen.de/servlet/Frame/atlas/wasser/of_wasser/sm_txt.htm

INK. (1987/1995). Minstererklärung zur 2. INK bzw. 4. INK. London/Esbjerg: Internationale

Nordseeschutzkonferenz (INK).

IPCC. (2001). Climate Change 2001: The Scientific Basis. Contribution of Working Group I to

the Third Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. (J.

Houghton, Y. Ding, D. Griggs, M. Noguer, P. van der Linden, X. Dai, . . . C. Johnson,

Hrsg.) Cambridge, UK: Cambridge University Press.

Jankiewicz, P., & Krahe, P. (2003). Abflussbilanz und Bilanzierung der Wasserströme. In L.

Leibniz-Institut für Länderkunde, Nationalatlas Bundesrepublik Deutschland – Relief,

Boden und Wasser (S. 148-149). Heidelberg · Berlin: Spektrum Akademischer

Verlag. Abgerufen am 28. 05 2013 von nationalatlas.de:

http://archiv.nationalatlas.de/wp-content/art_pdf/Band2_148-149_archiv.pdf

Länderarbeitsgemeinschaft Wasser - LAWA. (1998). Beurteilung der Wasserbeschaffenheit

von Fließgewässern in der Bundesrepublik Deutschland - Chemische

Gewässergüteklassifikation. Berlin: Kulturbuchverlag Berlin GmbH.

LUNG. (2002). Bodenbericht des Landes Mecklenburg-Vorpommern. Güstrow: Landesamt

für Umwelt, Naturschutz und Geologie (LUNG). Von http://www.lung.mv-

regierung.de/wasser_daten/Dateien/Kap_4_2_2_3_Schwermetall.htm abgerufen

OECD. (2008). OECD Key Environmental Indicators. Paris: OECD.

OECD. (2013). Water consumption. In OECD Factbook 2013: Economic, Environmental and

Social Statistics. OECD Publishing.

OGewV. (25. 07 2011). Verordnung zum Schutz der Oberflächengewässer.

Bundesgesetzblatt, S. 1429-1469.

PARCOM. (1988). PARCOM Recommendation 88/2 on the Reduction in Inputs of Nutrients

to the Paris Convention Area. Lissabon: OSPAR Commission for the Protection of the

Marine Environment of the North-East Atlantic.


60

Rat der Europäischen Union. (15. 05 2002). Entscheidung 2002/358/EG des Rates vom 25.

April 2002 über die Genehmigung des Protokolls von Kyoto zum

Rahmenübereinkommen der Vereinten Nationen. Abgerufen am 08. 01 2013 von eur-

lex.europa: http://eur-

lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2002:130:0001:0001:DE:PDF

UBA. (1999). Betriebliche Umweltauswirkungen - Ihre Erfassung und Bewertung im Rahmen

des Umweltmanagements -. Berlin: Umweltbundesamt (UBA).

UBA. (05 2007). Erfassung und Bewertung als Baustein des Umweltmanagementsystems -

Thematischer Überblick. Abgerufen am 13. 03 2013 von Umweltbundesamt (UBA):

http://www.umweltbundesamt.de/umweltoekonomie/bua/k1.htm

UBA. (2009). Hintergrundpapier zu einer multimedialen Stickstoffemissionsminderungs-

Strategie. Berlin: Umweltbundesamt (UBA).

UBA. (2010a). Wasserwirtschaft in Deutschland - Teil 1: Grundlagen. Dessau-Roßlau:

Umweltbundesamt (UBA).

UBA. (08 2010b). Daten zur Umwelt - Umweltzustand in Deutschland - Einträge von Nähr-

und Schadstoffen. Abgerufen am 16. 05 2013 von Umweltbundesamt (UBA):

http://www.umweltbundesamt-daten-zur-

umwelt.de/umweltdaten/public/theme.do?nodeIdent=2395

UBA. (08 2010c). Wasser, Trinkwasser und Gewässerschutz - Flüsse und Seen - Nährstoffe.

Abgerufen am 16. 05 2013 von Umweltbundesamt (UBA):

http://www.umweltbundesamt.de/wasser/themen/fluesse-und-

seen/fluesse/belastungen/naehrstoffe.htm

UBA. (08 2010d). Wasser, Trinkwasser und Gewässerschutz - Schutz der Meere -

Internationale Nordseeschutz-Konferenzen (INK). Abgerufen am 16. 05 2013 von

Umweltbundesamt (UBA):

http://www.umweltbundesamt.de/wasser/themen/meere/internationale-

nordseeschutz-konferenzen.htm

UBA. (08 2010e). Umwelt-Kernindikatorensystem - Schwermetalleinträge in die

Oberflächengewässer Deutschlands. Abgerufen am 27. 05 2013 von

Umweltbundesamt (UBA): http://www.umweltbundesamt-daten-zur-


UBA. (2011). Stickstoff - zuviel des Guten? Berlin: Umweltbundesamt (UBA).

UBA. (03 2012a). Daten zur Umwelt - Umweltzustand in Deutschland - Meere. Abgerufen am

17. 05 2013 von Umweltbundesamt (UBA): http://www.umweltbundesamt-daten-zur-


UBA. (09 2012b). Emissionen der sechs im Kyoto-Protokoll genannten Treibhausgase.

Abgerufen am 08. 01 2013 von Umweltbundesamt - Daten zur Umwelt:

http://www.umweltbundesamt-daten-zur-

umwelt.de/umweltdaten/public/theme.do?nodeIdent=2726#Rechtsgrundlagen


61

UBA. (12. 12 2012c). Nationale Trendtabellen für die deutsche Berichterstattung

atmosphärischer Emissionen 1990-2011 - Treibhausgase. Abgerufen am 09. 07 2013

von Umweltbundesamt (UBA):

http://www.umweltbundesamt.de/emissionen/publikationen.htm

UBA. (12. 12 2012d). Nationale Trendtabellen für die deutsche Berichterstattung

atmosphärischer Emissionen 1990-2011 - klassische Luftschadstoffe. Abgerufen am

09. 07 2013 von Umweltbundesamt (UBA):

http://www.umweltbundesamt.de/emissionen/publikationen.htm

UBA. (07. 02 2013a). Wasser, Trinkwasser und Gewässerschutz - Chemische

Gewässerklassifikation nach LAWA. Abgerufen am 28. 05 2013 von

Umweltbundesamt (UBA): http://www.umweltbundesamt.de/wasser/themen/fluesse-

und-seen/fluesse/bewertung/chemische-gewaesserklassifikation.htm

UBA. (20. 06 2013b). Arbeitstreffen mit Dr. Jörg Rechenberg (UBA) und Dr. Volker Mohaupt

(UBA). Dessau-Roßlau.

UBA. (11. 06 2013c). Persönliche Kommunikation mit Dr. Jakob Frommer (UBA) und Dr.

Marcel Langner (UBA) zu: "Entwurf eines Leitfadens für vereinfachte ökologische

Bewertungen des Umweltbundesamtes". Dessau-Roßlau: Umweltbundesamt.

UBA. (04. 07 2013d). Telefonkonferenz mit Dr. Jörg Rechenberg (UBA) und Dr. Volker

Mohaupt (UBA).

UBA. (11. 06 2013e). Arbeitstreffen mit Dr. Joachim Wuttke (UBA), Dessau-Roßlau:

Umweltbundesamt.

United Nations Framework Convention on Climate Change. (09. 05 1992). Kyoto Protocol to

the United Nations Framework Convention on Climate Change. Abgerufen am 04. 01

2012 von http://unfccc.int/essential_background/kyoto_protocol/items/1678.php

Vorsitz des Rats der Europäischen Union. (2009). Schlussfolgerungen des Vorsitzes zu der

Tagung des Europäischen Rates in Brüssel (29./30.10.2009). Brüssel: Rat der

Europäischen Union.

6 Danksagung

62

6 Danksagung

Autoren und Herausgeber danken den folgenden Mitarbeiterinnen und Mitarbeitern des Um-

weltbundesamtes sehr herzlich für ihre engagierte, fachkundige Unterstützung bei der Aufar-

beitung und Darstellung der deutschen Umweltziele: Ulrich Gromke, Marion Dreher, Michael

Memmler, Dr. Joachim Wuttke, Dr. Jörg Rechenberg, Dr. Volker Mohaupt, Dr. Jakob From-

mer, Dr. Marcel Langner.

Im Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz, Bau und Reaktorsicherheit sind wir den Her-

ren Dr. Ulf Jäckel und Dr. Jan Berger für Ihre wohlwollende Unterstützung zu Dank verpflich-

tet.

Umweltbewertungen in Unternehmen€¦ · (UBP) berechnen und zuordnen und in verschiedenen...

Documents

Transcript of Umweltbewertungen in Unternehmen€¦ · (UBP) berechnen und zuordnen und in verschiedenen...