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12.3.2 Öko-Bilanzen in:

Eberhard Feess, Andreas Seeliger

Umweltökonomie und Umweltpolitik, page 313 - 320

4. Edition 2013, ISBN print: 978-3-8006-4668-5, ISBN online: 978-3-8006-4365-3, https://doi.org/10.15358/9783800643653_313

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Vahlen – Allg. Reihe – Feess/Seeliger, Umweltökonomie und Unweltpolitik, 4. Aufl. Herstellung: Frau Deuringer Stand: 18.09.2013 Status: Imprimatur Seite 304 12 Kosten-Nutzen-Analyse304 12.3.2 Öko-Bilanzen 12.3.2.1 Arten von Öko-Bilanzen Unter Öko-Bilanzen versteht man allgemein die systematische Darstellung der Umweltbelastungen, die mit Produktionsprozessen, Produkten oder ganzen Unternehmen verbunden sind.10 Eine von vielen, unseres Erachtens sinnvolle Unterscheidung, ist die von Prozessbilanzen, Unternehmensbilanzen und Produktbilanzen:11 1. Bei Prozessbilanzen werden die Umweltbelastungen verschiedener Produktionsprozesse zur Erzeugung der gleichen Produkte miteinander verglichen. Typisch dafür ist z.B. der Vergleich der Emissionen von Kraftwerken, die verschiedene Energieträger verwenden. 2. Mit Unternehmensbilanzen sollen im Idealfall alle Umweltwirkungen eines Unternehmens untersucht werden, was in der Praxis selbstverständlich dazu zwingt, die Untersuchungen nicht allzu detailliert vorzunehmen. Die Aussagekraft von Prozess- und Unternehmensbilanzen ist insofern beschränkt, als lediglich die von dem Unternehmen (oder einem Produktionsprozess im Unternehmen) selbst ausgehenden Umweltbelastungen, aber keine Belastungen auf vorund nachgelagerten Stufen erfasst sind. Es kann daher ohne weiteres sein, dass eine Prozessbilanz ein Verfahren als günstiger ausweist, bei dessen Verwendung Vorleistungen erforderlich sind, deren Mitberücksichtigung zu einer höheren Umweltbelastung führt. Wegen ihrer Beschränkung auf einzelne Stufen sind Prozess und Unternehmensbilanzen daher mit Vorsicht zu genießen, sofern zwei miteinander verglichene Prozesse unterschiedliche Vorleistungen erfordern (beispielsweise könnte der Energieverbrauch zur Produktion eines energiesparenden Eierkochers so groß sein, dass die beim Eierkochen eingesparte Energie überkompensiert wird). 3. Diese Schwäche wird bei Produktbilanzen überwunden, mit denen versucht wird, den gesamten Lebensweg eines Produktes von der Extraktion der Rohstoffe und der Erzeugung der erforderlichen Vorprodukte bis zur Entsorgung einzubeziehen.12 Die mit den verschiedenen Typen von Öko-Bilanzen verbundenen praktischen Schwierigkeiten sind stets die gleichen, fallen aber bei den drei Arten von Öko-Bilanzen mit unterschiedlicher Intensität an: • die erste Schwierigkeit ist die adäquate Abgrenzung des Bezugssystems. Dies wird beispielsweise deutlich, wenn wir uns mit den Umweltbelastungen von Güterverteilzentren beschäftigen, d.h. Zentren, in denen zahlreiche produzierende Unternehmen, Handelsketten und Speditionen zusammenarbeiten, um über eine Zentralisierung des Warenumschlages die Transport- und Lagerkosten insgesamt zu verringern. Ei nerseits ist klar, dass der Einsatz von Güterverteilzentren im Vergleich zum traditionellen Warentransport zu zahlreichen Änderungen führt, die über den Bau der 10 Eine etwas andere Aufgabe haben Umweltverträglichkeitsprüfungen, bei denen es darum geht, die umfassenderen regionalen Auswirkungen von Großprojekten abzuschätzen. Öko-Bilanzen sind zudem Teil von thematisch weiter gefassten Nachhaltigkeitsbilanzen, die bspw. soziale Aspekte berücksichtigen sollen. Siehe BMU/BDI (2012), S. 23. 11 Vgl. Simonis (2003); Klöpffer/Grahl (2009); ausführlicher z.B. Pfriem/Halley (1992). 12 Vgl. Rubik (2002), S. 150–152; ausführlicher beschreibt Rubik Produktlebenswege in zwei Fallstudien (Kühlgeräte und Holzmöbel), vgl. Rubik (2002), S. 197 ff. Vahlen – Allg. Reihe – Feess/Seeliger, Umweltökonomie und Unweltpolitik, 4. Aufl. Herstellung: Frau Deuringer Stand: 18.09.2013 Status: Imprimatur Seite 305 12.3 Nutzen des Umweltschutzes 305 Zentren und den Transport von den Unternehmen zum Handel weit hinausgehen. So kann es sinnvoll sein, angesichts der größeren Zentralisierung bei der Zulieferung auf andere Verkehrsmittel auszuweichen; es mag sein, dass sich die Infrastruktur der betroffenen Region ändert und andere Unternehmen, die primär gar nicht vom Güterverteilzentrum betroffen sind, ihre Standortentscheidung mit entsprechenden Konsequenzen für die Immissionen (vielleicht auch für die Emissionen) ändern. An dererseits muss aus Kostengründen irgendwo ein Strich gezogen werden, so dass Unschärfen in Kauf genommen werden müssen. Die einzige verbindliche Anforderung besteht letztlich darin, dass die getroffenen Abgrenzungen präzise dargelegt und bei der Interpretation der Ergebnisse entsprechend berücksichtigt werden; • der gleiche Pragmatismus muss bei der Erfassung der relevanten Daten angewendet werden, zu denen in unserem Beispiel des Güterverteilzentrums etwa gehört, in welchem Gang ein LKW eine Steigung hinauffährt. In dem im anschließenden Abschnitt behandelten Fall der Umweltbelastungen von Einweg- und Mehrwegverpackungen ist beispielsweise von Interesse, ob die Kunden die Mehrwegkästen beim normalen Einkauf zurückbringen, oder ob sie die Strecke von ihrer Wohnung zum Super- oder Getränkemarkt zusätzlich zurücklegen. Obwohl solche Erörterungen unter intellektuellen Gesichtspunkten selbstverständlich eine harte Probe an das Durchhaltevermögen stellen, können sie die Resultate erheblich beeinflussen und vermitteln eine gute Intuition dafür, mit welcher Vorsicht entsprechende Forschungsergebnisse zu bewerten sind; • während die ersten beiden Probleme rein praktisch sind, ist die Schwierigkeit der Datenaggregation grundsätzlicherer Natur. Dabei lassen sich wiederum drei Ebenen unterscheiden: Bei der intramedialen Aggregation geht es um die Zusammenfassung verschiedener Schadstoffe innerhalb eines Umweltmediums, d.h. beispielsweise die Zusammenfassung der SO2- und NOx-Emissionen zu einer gemeinsamen Maßzahl der Luftbelastung. Obwohl bereits dies erhebliche Probleme aufwirft, wird eine solche Zusammenfassung in zahlreichen Öko-Bilanzen vorgenommen, wenn beispielsweise angegeben wird, dass die Luftbelastung durch den Straßengüterverkehr pro Tonnenkilometer13 x-mal höher ist als beim Schienenverkehr;14 • schwieriger noch ist die intermediale Aggregation, d.h. die Zusammenfassung verschiedener Emissionen über die Umweltmedien hinweg. Wie soll man die Versiegelung von Flächen mit der Verschmutzung des Rheins und dem Treibhauseffekt vergleichen? Eine mitunter verwendete Möglichkeit besteht darin, bei jedem Schadstoff von den insgesamt zulässigen Höchstbelastungen auszugehen, d.h. zunächst einmal eine rechtlich getroffene Entscheidung über Umweltqualitäten als verbindlich zu betrachten. Anschließend kann man die Schädlichkeit dann über den Prozentsatz ermitteln, indem beispielsweise ein Produkt zur Erreichung dieser Höchstgrenze beiträgt. Fehlen also beispielsweise noch 100 Einheiten des Luftschadstoffes SO2 13 Wie der Name schon sagt, versteht man unter einem Tonnenkilometer den Transport einer Tonne über einen Kilometer. Trivialerweise nimmt die Belastung pro Tonne also ceteris paribus ab, wenn mehr Tonnen pro Verkehrsmittel befördert werden. 14 Vgl. hierzu Prognos AG (1987); neuere Studien im Verkehrsbereich verzichten meist auf aggregierte Verschmutzungsvergleiche und weisen alle Emissionen im Detail für verschiedene Verkehrsträger aus. Vahlen – Allg. Reihe – Feess/Seeliger, Umweltökonomie und Unweltpolitik, 4. Aufl. Herstellung: Frau Deuringer Stand: 18.09.2013 Status: Imprimatur Seite 306 12 Kosten-Nutzen-Analyse306 und 50 Einheiten des Wasserschadstoffes Phosphat15, um die zugelassene Höchstgrenze zu erreichen, so könnte man eine zusätzlich emittierte Einheit Phosphat als doppelt so schädlich betrachten wie eine Einheit SO2. Anfänglich wurden die damit verbundenen Probleme als zu hoch eingestuft, so dass zwar intramediale Aggregationen durchgeführt, auf intermediale Zusammenfassungen aber verzichtet wurde. • und schließlich stellt sich das Problem der monetären Bewertung (siehe hierzu Abschnitt 12.3.3), das allerdings über den Anspruch von Öko-Bilanzen hinausgeht. 12.3.2.2 Ein Beispiel: Die Verpackungsverordnung und Umweltbelastungen durch Getränkeverpackungen Öko-Bilanzen wurden im Zusammenhang mit der Verabschiedung der Verpackungsverordnung (VerpackV) und der Einführung des Pflichtpfandes für Einweg-Getränkeverpackungen besonders intensiv diskutiert, so dass wir die zeitliche Entwicklung der Gesetzgebung und die Rahmenbedingungen kurz darstellen, bevor wir das Konzept einer Produktbilanz am Beispiel von Getränkeverpackungen erläutern. Ziel der ersten Verordnung über die Vermeidung von Verpackungsabfällen vom 12. Juni 1991 (VerpackV von 1991) war die Reduzierung von Umweltbelastungen, indem Getränkeverpackungen zum einen aus umweltverträglichen und die stoffliche Verwertung nicht belastenden Materialien hergestellt werden, und sie zum anderen entweder wie der befüllt oder stofflich verwertet werden sollten. Zur Erfüllung dieses Zieles sollte ein mehrphasiges (über alle Handelsstufen hinweg) Pflichtpfand in Höhe von 0,25 Euro bzw. 0,50 Euro ab Volumina von 1,5 Liter für solche Getränkearten gelten, deren jährlicher Einweg- Anteil 28 Prozent (83 Prozent bei Milch) überschritt. 1997 wurde die Mehrweg-Quote von 72 Prozent erstmalig unterschritten und die VerpackV von 1991 novelliert, wonach nur die Getränkebereiche bepfandet werden sollten, deren Mehrweg- Anteil geringer war als 1991. Im Februar 2002 wurde die Pfanderhebungspflicht im Kabinett endgültig be schlossen und ab Januar 2003 eingeführt. Zudem wurde als Ziel eine Erhöhung der Mehrwertquote (incl. ökologisch vorteilhafter Einwegverpackungen) auf 80 % angestrebt. In einer Übergangsfrist von neun Monaten wurde geduldet, dass das Pfand nur auf der letzten Vertriebsstufe erhoben wurde und nur für die von der jeweiligen Verkaufsstelle herausgegebene Verpackung erstattet wurde, weil der Handel kein bundesweites und einheitliches Pfand- und Rücknahmesystem auf gebaut hatte, wonach alle nach Art, Form und Größe identischen Getränkeverpackungen zurückgenommen werden konnten. Auch nach Ablauf dieser Übergangsregelung erstatte ten einige große Supermarktketten (Discounter) das Pfand nur für die Verpackungen aus dem eigenen Sortiment, weil sich diese nach der Art, Form und Größe von den anderen Getränkeverpackungen unterschieden (Insellösungen). Die anderen Verpackungssysteme waren kompatibel. Am 24. Mai 2005 trat eine dritte Novelle der VerpackV in Kraft, wo nach ein einheitliches Pflichtpfand in Höhe von 0,25 Euro auf alle ökologisch nachteiligen Getränkeverpackungen16 unabhängig von einer Quotenregelung gilt. Somit sind ökolo- 15 Zusätzlich stellt sich dabei selbstverständlich das Problem der Verteilung, da die gleiche Menge Phosphat in einem kleinen See andere Auswirkungen als im Meer hat. 16 Davon ausgenommen sind Fruchtsäfte, Milchgetränke, diätetische Getränke, Wein, Sekt und Spiri tuosen. Vahlen – Allg. Reihe – Feess/Seeliger, Umweltökonomie und Unweltpolitik, 4. Aufl. Herstellung: Frau Deuringer Stand: 18.09.2013 Status: Imprimatur Seite 307 12.3 Nutzen des Umweltschutzes 307 gisch vorteilhafte Einwegverpackungen17 vom Pfand befreit. Ab dem 1. Mai 2006 wurde die Rücknahmepflicht aufgrund von Bedenken der Europäischen Kommission und des Eu ropäischen Gerichtshofes ausgeweitet, indem sie sich nicht mehr (markenbezogen) nach der Art, Form und Größe, sondern nur noch nach dem Material der Verpackung richtet,18 wodurch die Insellösungen unzulässig wurden.19 Theoretische Studien zu den kurz-, mittel- und langfristigen Lenkungswirkungen der Pfandpflicht kommen zu kontroversen Resultaten, die von einer Aberkennung der ökologischen Lenkungswirkung über die Neutralität bis hin zu mehrwegstabilisierenden Ef fekten eines Pfandes auf Einweg-Getränkeverpackungen reichen.20 Mit Hinblick auf die tatsächlichen Resultate aufgrund der empirisch erhobenen Datenbasis stellt sich Ernüchterung ein. Werte für das Jahr 2003 zeigten zwar einen deutlichen Anstieg der Mehrwegquote nach Einführung der Pfandpflicht, allerdings konnte ein Sondereffekt durch eventuell kurz vor dem Be ginn der Pfandpflicht aufgetretene Hortungskäufe nicht quantifiziert werden. Seit 2004 ist die durchschnittliche Mehrwegquote jedoch deutlich gesunken, so dass diese in 2010 bei lediglich 50 % lag.21 Damit liegt die Mehrwegquote auch nach der Erhebung eines Pflichtpfandes auf Einweg-Ge tränkeverpackungen deutlich unter den in der Verpackungsverordnung von 1991 angestrebten 72 Prozent (und damit natürlich auch unter den noch ambitionierteren Zielen der Novelle von 2003). Wir möchten nun beispielhaft das Konzept von Produktbilanzen an den Umweltbelastungen verschiedener Getränkeverpackungen verdeutlichen. Die Vorgehensweise besteht bei Produktbilanzen wie erwähnt darin, den gesamten Lebensweg eines Produktes mög lichst weitgehend zu berücksichtigen. Für den Fall von Getränkeverpackungen bedeutet dies, dass die Herstellung des Verpackungsmaterials (z.B. Glas, Aluminium oder PET), die Fertigung der eigentlichen Verpackungen (z.B. Flaschen oder Dosen), die Herstellung von Sekundärverpackungen (also Kästen oder Plastikverschweißungen), die verschiede nen Transporte vom Hersteller über den Handel zum Verbraucher und zurück sowie die Entsorgung einzubeziehen sind. Beispielhaft seien die folgenden Punkte erwähnt, die bei der Ermittlung von Öko-Bilanzen für Getränkeverpackungen üblich sind:22 • die Belastungen bei der Herstellung einer Verpackung werden bestimmt, indem zunächst die anfallenden Schadstoffe für ein bestimmtes Gewicht des Materials er mittelt werden, aus dem der jeweilige Packstoff gefertigt wird. Die Umrechnung der Basisdaten auf die jeweiligen Verpackungen erfolgt dann über das Gewicht der jewei ligen Einzelverpackungen (beispielsweise ist das Gewicht einer Glas-Mehrwegflasche erheblich höher als das einer Einwegflasche, weil sie wegen der häufigen Wiederbe füllung stabiler sein muss); 17 Diese sind die Getränkekartonverpackungen, die Getränkeschlauchbeutelverpackung und der Folien standbodenbeutel. 18 Davon ausgenommen sind Verkaufsstellen unter 200 m2. 19 Vgl. VerpackV von 1998. 20 Vgl. hierzu zusammenfassend BMU (2001). Feess-Dörr/Steger/Weihrauch (1991) zeigen die Über legenheit von Abgaben gegenüber Pflichtpfandregelungen; für eine Kosten-Nutzen-Analyse des Dualen Systems Deutschland vgl. Bonus/Niebaum (1997), S. 335 ff. 21 Hierin sind bereits die ökologisch vorteilhaften Einwegverpackungen (ca. 2 %) enthalten. Vgl. GVM (2005) und GVM (2013). 22 Vgl. als Überblick Groth (2010); sowie detaillierter BMU (2002) und BMU (2000). Vahlen – Allg. Reihe – Feess/Seeliger, Umweltökonomie und Unweltpolitik, 4. Aufl. Herstellung: Frau Deuringer Stand: 18.09.2013 Status: Imprimatur Seite 308 12 Kosten-Nutzen-Analyse308 • die jeweils aktuellen Recyclingquoten wirken sich in zweifacher Hinsicht auf die Pro duktbilanz aus: Erstens reduziert der Anteil des Altmaterials direkt die Belastungen im Herstellungsprozess, sofern das Recycling geringere Umweltbelastungen verur sacht als die Verwendung von Neumaterial. Zweitens und vor allem vermindert das Recycling die Deponiebelastungen, weil weniger Flaschen oder Dosen abgelagert werden müssen; • die sich so ergebenden Basisdaten für eine Einheit Füllgut (also z.B. eine Glasflasche) müssen dann bei Mehrwegflaschen durch die Anzahl der Umläufe dividiert werden, da die Umweltbelastungen durch die Herstellung ja nicht für jeden Umlauf neu anfallen. Hinzu kommen dann selbstverständlich die mehrwegspezifischen Zusatzbelastungen der Reinigung, die für jeden Umlauf wieder entstehen. Trotzdem hängt die Vorteilhaftigkeit von Mehrwegflaschen verständlicherweise ganz entscheidend von der Anzahl der Umläufe ab, die in den verschiedenen Marktsegmenten stark divergiert: Während sie bei Mineralwasser und Bier mit durchschnittlich über 50 pro Flasche sehr hoch sind, liegen sie bei Milch – unter anderem wegen der grö- ßeren Hygieneanforderungen – unter 10. Dies ist ein Hauptgrund dafür, warum alle einschlägigen Studien die in der Bevölkerung verbreitete Vermutung, Mehrwegflaschen für Milch seien unter ökologischen Gesichtspunkten gegenüber Einwegkartons überlegen, nicht stützen können. • beim Transport entstehen für die Mehrwegsysteme neben dem höheren Gewicht pro Liter Füllmenge zusätzlich die Rücktransporte, wobei für alle Distributionssysteme Hypothesen über die Auslastung der LKWs beim Rücktransport (nehmen die mit Einwegware gefüllten LKWs andere Waren mit oder fallen Leerfahrten an?) zu bilden sind. Auf Basis solcher Prämissen wurden die Umweltbelastungen in den ersten Studi en getrennt nach verschiedenen Kategorien wie Primärenergieverbrauch, Wasserverbrauch, Wasserbelastung, Luft- und Deponiebelastung ausgewiesen. Unter der Deponiebelastung wird dabei der erforderliche Platzbedarf, nicht das Gewicht der anfallenden Abfallmengen verstanden.23 Die Angabe von Maßzahlen für „die“ Luft- oder Wasserbelastung setzt voraus, dass die verschiedenen Schadstoffe innerhalb eines Umweltmediums aggregiert werden (intramediale Aggregation). Dies wird trotz aller Schwierigkeiten gemacht, weil bei der Analyse der Schadstoffbelastung des Wassers oder der Luft eine völlig disaggregierte Darstel lung der einzelnen Schadstoffe noch keinen Vergleich verschiedener Verpackungssysteme ermöglichen würde. Bis ca. Mitte der neunziger Jahre wurde zur Ermittlung einer me dienbezogenen Schadstoffbelastung eine Methode angewandt, bei der jene Wasser- und Luftmengen berechnet werden, die bei der Distribution einer bestimmten Getränkemenge in der analysierten Verpackung bis zu einem Grenzwert belastet werden. Diese Grenzwerte stammten beispielsweise aus den behördlich vorgeschriebenen Maximalbelastungen und ermöglichten die Zusammenfassung verschiedener Schadstoffbelastungen eines Mediums in einer Kennzahl. Nehmen wir zur Verdeutlichung des Verfahrens beispielhaft an, dass die zulässige Belastung pro m3 Abwasser beim Schadstoff A 3 g, beim Schadstoff B 7 g und beim 23 Vgl. Groth (2010), S. 9; sowie bereits Bojkow (1989), der die bis zu diesem Zeitpunkt vorliegenden Studien zusammenfassend auswer tet. Vahlen – Allg. Reihe – Feess/Seeliger, Umweltökonomie und Unweltpolitik, 4. Aufl. Herstellung: Frau Deuringer Stand: 18.09.2013 Status: Imprimatur Seite 309 12.3 Nutzen des Umweltschutzes 309 Schadstoff C 120 g betrage. Diese Werte werden in der ersten Zeile von Tabelle 12.2 angegeben. Ferner unterstellen wir willkürlich, dass ein Liter Cola in einer Glaseinwegflasche insgesamt (d.h. von der Herstellung über den Konsum bis zur Entsorgung) die in der zweiten Zeile von Tabelle 12.2 angegebenen Belastungen verursacht. Da beim Schadstoff A ein m3 Abwasser maximal mit 3 g belastet sein darf, ein Liter Cola aber eine Belastung von 40 g verursacht, werden offensichtlich 40 g/(3 g/m3) = 13,3 m3 Wasser bis zur zulässigen Höchstgrenze belastet. Diese Werte werden über alle Schadstoffe addiert und als kritische Wasserbelastung durch einen Liter Cola in einer Glaseinwegflasche bezeichnet. Als gemeinsamer Maßstab zur Ermittlung der Schädlichkeit gelten in diesem Fall also die gesetzlich zulässigen Grenzwerte. Schadstoffe A B C Zulässige Belastung pro m3 3 g/m3 7 g/m3 120 g/m3 Belastung pro Liter Cola 40 g 2 g 6 g Kritische Belastung 40 3 m3 2 7 m3 6 120 m3 Tabelle 12.2: Beispielhafte Darstellung der Berechnung kritischer Belastungsmengen Nach der intramedialen Aggregation kann ein Vergleich der Belastungen der einzel nen Verpackungen, bezogen auf deren ganzen Lebensweg, für die einzelnen Umweltmedien vorgenommen werden. Dabei kann zum Beispiel die Umweltbelastung, die durch einen Liter Bier in 0,5-Liter-Mehrwegflaschen hervorgerufen wird, zu Eins normiert werden, um die Belastungen durch Einwegflaschen oder Dosen als multiplikative Mehrbelastun gen gegenüber der Mehrwegflasche ausweisen zu können. Interpretationsschwierigkeiten ergeben sich bei diesem Verfahren selbstverständlich dann, wenn die eine Verpackung in einem Umweltmedium und die andere Verpackung in einem anderen Umweltmedium überlegen ist. Dies gilt beispielsweise für den Vergleich von Dosen und Einwegflaschen: Während Dosen wesentlich weniger zur Wasserbelastung beitragen, stellt sich bezüglich der Primärenergie ein entgegengesetztes Bild dar. Trotz der unterschiedlichen Prämissen der damaligen Studien sowie der unterschiedlichen Aggregationsmethoden sind die Ergebnisse recht ähnlich. Die folgenden Sachverhalte sind allgemein anerkannt: • die Überlegenheit der Glasmehrwegsysteme gegenüber Glaseinwegflaschen und Do sen ist auch bei einer vorsichtigen Interpretation in allen Umweltkomponenten (Luft- und Wasserbelastung, Energie- und Wasserverbrauch sowie Deponiebelastung) unstrittig. Die multiplikativen Mehrbelastungen der Einwegsysteme werden je nach Marktsegment, Modellprämissen und Umweltmedien ungefähr zwischen 4 und 12 angegeben. Mögliche Erhöhungen der Recyclingquoten vermindern zwar die Umweltbelastungen durch Einwegverpackungen, ändern die Resultate aber nicht entscheidend. Auch ohne intermediale Aggregation kann daher von einer eindeutigen Vorteilhaftigkeit von Mehrweg- im Vergleich zu Einwegflaschen und Dosen gesprochen werden; Vahlen – Allg. Reihe – Feess/Seeliger, Umweltökonomie und Unweltpolitik, 4. Aufl. Herstellung: Frau Deuringer Stand: 18.09.2013 Status: Imprimatur Seite 310 12 Kosten-Nutzen-Analyse310 • hinsichtlich der Kartonverpackungen muss nach Marktsegmenten differenziert werden. Während bei kohlesäurehaltigen Erfrischungsgetränken Mehrwegsysteme zu favorisieren sind – innerhalb der Einwegsysteme schneiden Kartonverpackungen al lerdings am besten ab – besteht hinsichtlich der Milchdistribution weitgehend Ei nigkeit darüber, dass aufgrund des hohen Reinigungsaufwandes und der gegen- über anderen Getränken geringeren Umlaufzahl der Mehrwegflaschen keineswegs behaup tet werden kann, dass Mehrwegflaschen gegenüber Kartonverpackungen vorzuziehen sind; • die in der Bevölkerung wohl noch immer verbreitete Vorstellung, Glasflaschen sei en grundsätzlich besser als Kunststofflaschen, findet in den Studien keine Unterstützung. Vielmehr zeigt sich, dass der entscheidende Unterschied hinsichtlich der Umweltbelastungen nicht in der Wahl des Verpackungsmaterials, sondern in der Verwendung von Einweg- oder Mehrwegsystemen liegt. Mehrwegsysteme sind un abhängig davon überlegen, ob Glas oder Kunststoff verwendet wird; hinsichtlich der Kartonverpackung sind die Ergebnisse zu relativieren. Der Vergleich von PET- Mehrwegsystemen mit Glas-Mehrwegsystemen zeigt für Mineralwasser und CO2-haltige Erfrischungsgetränke sogar einen Vorteil für PET-Mehrwegsysteme. Umweltpolitisch lässt sich aus den Ergebnissen bei aller Vorsicht die Schlussfolge rung ableiten, dass die Zielsetzung die Stabilisierung der Mehrwegsysteme und nicht die Wiederverwertung zurückgegebener Einweggebinde sein muss. Ab Mitte der neunziger Jahre verwendet das Umweltbundesamt an Stelle des oben erläuterten Konzepts der kritischen Wasserbelastung eine neue Aggregationsmethode.24 Das Umweltbundesamt ordnet beispielsweise in der Öko-Bilanz für Getränkeverpackun gen von 200025 für unterschiedliche Wirkungskategorien (Photochemische Oxidantienbildung, Aquatische und Terrestrische Eutrophierung, Versauerung, Gesundheitsschäden, Schädigung von Ökosystemen, Ressourcenbeanspruchung, Naturraumbeanspruchung und Treibhauseffekt) Sachbilanzparameter zu, die diese Bereiche bestimmen. In einem weite ren Schritt werden dann die einzelnen Stoffe in ihrer schädlichen Wirkung miteinander verglichen. So werden z.B. für das Treibhauspotential CO2-Äquivalente festgehalten (CO2 = 1, CH4 = 21, N2O = 310), die die Bewertung des Treibhauseffekts durch die Summe der gewichteten Schadstoffmengen ermöglicht und für das Versauerungspotential SO2-Äquivalente aufgestellt (SO2 = 1, NOx = 0,7, HCl = 0,88, HF = 1,6, NH3 = 1,88, H2S = 1,88) und entsprechend die Summe der gewichteten Schadstoffmengen zur Bewertung genutzt. Die Beurteilung der unterschiedlichen Verpackungen erfolgt dann im Vergleich der Belastung pro 1000 l Füllgut, so dass für die obigen Beispielkategorien der Treibhauseffekt in kg CO2-Äquivalente pro 1000 l Füllgut und die Versauerung in g SO2-Äquivalente pro 1000 l Füllgut gemessen werden. Der Treibhauseffekt wird beispielsweise durch eine 1,0 l Einwegglasflasche Wasser mit ca. 275 kg CO2-Äquivalente pro 1000 l Füllgut angegeben, bei Nutzung einer 1,5 l PET Mehrwegflasche entsteht aber nur eine Belastung von ca. 50 kg CO2-Äquivalente pro 1000 l Füllgut. Im Anschluss an diese Analyse wird versucht, eine gesamtökologische Aussage über die Umweltbelastungen der untersuchten Getränkeverpackungen zu treffen, indem die 24 Vgl. BMU (1995). 25 Vgl. BMU (2000). Vahlen – Allg. Reihe – Feess/Seeliger, Umweltökonomie und Unweltpolitik, 4. Aufl. Herstellung: Frau Deuringer Stand: 18.09.2013 Status: Imprimatur Seite 311 12.3 Nutzen des Umweltschutzes 311 Wirkungskategorien größtenteils auf Basis von Werthaltungen des Umweltbundesamtes hierarchisiert werden. Die oben dargestellten Ergebnisse der älteren Studien werden auch in einer neueren Studie des Umweltbundesamtes, die neben den bereits etablierten Verpackungssystemen auch zukunftsweisende (noch nicht etablierte) Verpackungssysteme einbezieht, bestätigt. In dieser Studie werden allgemeine Verbesserungen für die Umweltqualität erwartet, die hauptsächlich auf in Zukunft geringere spezifische Marterialaufwendungen zurückgeführt werden. Die oben beschriebenen relativen Unterschiede zwischen Mehrweg- und Einwegsystemen werden jedoch bestätigt.26 12.3.3 Der Folgekostenansatz als pragmatische Variante der mo netären Bewertung Nachdem wir uns bisher mit reinen Schadstoffmengen und deren Aggregation beschäftigt haben, wenden wir uns nun der monetären Bewertung von Umweltschäden zu. Die Ideal lösung wäre, den einzelnen Schadstoffen Preise zuzuordnen und die Umweltschäden dann analog zur Berechnung gewöhnlicher Produktionskosten aus dem aufsummierten Produkt aus Schadstoffmengen und Schadstoffpreisen zu bestimmen. Mit xi als Schadstoff i und pi als zugehörigem (Schatten)Preis der Umweltbelastung durch eine Einheit des Schad stoffes i wäre der durch die Produktion der Ware j entstehende Umweltschaden Sj dann einfach .j i iiS p x=∑ Die Verfahrensweise könnte man sich beispielhaft etwa folgender maßen vorstellen: Zwar sind die Wirtschaftssubjekte nicht zu einer monetären Bewertung einzelner Wasserschadstoffe in der Lage, weil sie viel zu geringe Kenntnisse über deren Wirkungsweise haben, sie können aber halbwegs präzise angeben, welchen Betrag sie jährlich dafür zu zahlen bereit wären, um im Sommer wieder im Rhein baden zu können. Nehmen wir an, der Betrag sei 1000 Euro und Naturwissenschaftler berechnen, dass dazu eine Verminderung eines Wasserschadstoffes um 500 Einheiten erforderlich wäre, dann könnte man die Kosten einer Schadstoffeinheit für den Befragten wegen des Nutzenent gangs durch Nichtbaden mit 1000 Euro / 500 Einheiten = 2 Euro pro Einheit angeben. Das gleiche könnte man für andere Schadstoffe und andere Individuen machen und auf diese Art j i iiS p x=∑ bestimmen, so dass die Kenntnis der exakten Wirkungszusammenhänge seitens der Wirt schaftssubjekte gar nicht erforderlich ist. Im Grunde liegt dieses Konzept der Ermittlung von Zahlungsbereitschaften zugrunde, wenn auch unseres Wissens darauf verzichtet wird, die Zahlungsbereitschaften für bestimmte Umweltqualitäten (beispielsweise für eine Ver besserung der Berliner Luftqualität oder dem Schutz der biologischen Vielfalt an der Elbe27) in die monetären Belastungen einzelner Schadstoffe umzurechnen.28 Eine erheblich pragmatischere Variante der Schadensbewertung ist der Folgekostenansatz, den wir nun kurz skizzieren wollen. Unter Folgekosten werden dabei ausschließlich jene Folgen der Umweltbelastungen verstanden, die auch beim aktuellen Stand der 26 Vgl. BMU (2002). 27 Vgl. hierzu bereits Schulz (1985). Einen Überblick über zahlreiche aktuellere Studien geben Liebe/Meyerhoff (2005), S. 21. 28 Dies ist schon wegen der bestehenden Synergieeffekte zwischen den verschiedenen Schadstoffen pro blematisch.

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References

Zusammenfassung

Umweltökonomie – neue Aspekte

Die rasanten Entwicklungen in der Umweltpolitik in den vergangenen Jahren führten zu umfangreichen Anpassungen in diesem beliebten Lehrbuch, die insbesondere die anwendungsorientierten Abschnitte betreffen. Hier wurden vor allem die Kapitel über die Umweltinstrumente (Auflagen, Steuern, Zertifikate), die Kosten-Nutzen-Analyse sowie die internationalen Umweltaspekte (bspw. Klimakonferenzen) grundlegend aktualisiert. Darüber hinaus enthält das Kapitel zur Ressourcenökonomie nun ebenfalls eine anwendungsbezogene Diskussion.

Umweltökonomie – die Schwerpunkte

- Spieltheoretische Grundlagen

- Theorie externer Effekte

- Auflagen

- Steuern und Abgaben

- Zertifikate

- Verhandlungslösungen

- Umwelthaftung

- Umwelttechnischer Fortschritt

- Internationale Aspekte des Umweltproblems

- Umweltpolitik bei asymmetrischer Informationsverteilung

- Kosten-Nutzen-Analyse

- Ressourcenökonomie

Zielgruppe

Studierende der Volks- und Betriebswirtschaftslehre an Universitäten und Hochschulen sowie interessierte Praktiker in Wirtschaft, Politik und Verwaltung

Prof. Dr. Eberhard Feess ist seit 2008 Professor für Managerial Economics an der Frankfurt School of Finance and Management. Zuvor hatte er Lehrstühle an der EBS, der Johann Wolfgang Goethe Universität Frankfurt und der RWTH Aachen.

Prof. Dr. Andreas Seeliger lehrt seit 2011 Volks- und Energiewirtschaftslehre an der Dualen Hochschule Baden-Württemberg Mosbach. Zuvor war er bei Frontier Economics, der Trianel European Energy Trading sowie dem Energiewirtschaftlichen Institut an der Universität zu Köln beschäftigt.